Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária
Embrapa Cerrados
Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento

Economia do Meio Ambiente e Serviços Ambientais

Estudo aplicado à agricultura familiar, às populações tradicionais e aos povos indígenas

2ª edição

Luciano Mattos
Marcelo Hercowitz
Editores Técnicos

Embrapa

Brasília, DF

2013

Embrapa Cerrados
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Coordenação editorial: Selma Lúcia Lira Beltrão, Lucilene Maria de Andrade, Nilda Maria da Cunha Sette

Supervisão editorial: Wyviane Carlos Lima Vidal
Revisão de texto: Josmária Madalena Lopes, Aline Pereira de Oliveira
Normalização bibliográfica: Iara Del Fiaco Rocha
Editoração eletrônica: Fabiano Marques Dourado Bastos, Leandro Sousa Fazio
Projeto gráfico e capa: Carlos Eduardo Felice Barbeiro

1ª edição
1ª impressão (2011): 1.000 exemplares

2ª edição
E-book (2013)

Todos os direitos reservados.
Para uso exclusivo de Embrapa Cerrados. A reprodução não autorizada desta publicação, no todo ou em parte, constitui violação dos direitos autorais (Lei nº 9.610).
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Embrapa Informação Tecnológica

Economia do meio ambiente e serviços ambientais : estudo aplicado à agricultura familiar, às populações tradicionais e aos povos indígenas / Luciano Mattos, Marcelo Hercowitz, editores técnicos. – Brasília, DF : Embrapa, 2013.

E-book : il. color.

E-book, no formato ePub, convertido do livro impresso

ISBN 978-85-7035-303-0

1. Economia agrícola. 2. Macroeconomia. 3. Microeconomia. 4. Políticas públicas. I. Mattos, Luciano. II. Hercowitz, Marcelo. III. Embrapa Cerrados.

© Embrapa 2013

Autores

Ademar Ribeiro Romeiro

Economista, doutor em Economia, professor-titular do Instituto de Economia da Universidade Estadual de Campinas, Campinas, SP

ademar@eco.unicamp.br

Ana Lucia Gonçalves da Silva

Economista, doutora em Economia, professora-assistente do Instituto de Economia da Universidade Estadual de Campinas, Campinas, SP

neitp@eco.unicamp.br

Eduardo Brondízio

Engenheiro-agrônomo, doutor em Ciências Ambientais e Antropologia, professor do Departamento de Antropologia da Indiana University, Bloomington, IN (EUA)

ebrondiz@indiana.edu

Luciano Mattos

Engenheiro-agrônomo, doutor em Desenvolvimento Econômico, pesquisador da Embrapa Cerrados, Brasília, DF

luciano.mattos@embrapa.br

Marcelo Hercowitz

Economista, mestre em Economia Ecológica e Gestão Ambiental, consultor da Pau-Brasil – Economia Ecológica e Gestão Socioambiental, Ubatuba, SP

marcelo@paubrasilconsultoria.com.br

Maria Alejandra Caporale Madi

Economista, doutora em Economia, professora do Instituto de Economia da Universidade Estadual de Campinas, Campinas, SP

alemadi@eco.unicamp.br

Raquel Pereira de Souza

Economista, doutora em Desenvolvimento Econômico, professora da Universidade Federal Fluminense, Volta Redonda, RJ

raquelsouza@metal.eeimvr.uff.br

Apresentação

Em uma era em que o ecodesenvolvimento, sob várias formas de apresentação, tornou-se referência constante, firmando-se como visão que vem para ficar, nada mais oportuno do que uma publicação dedicada à economia do meio ambiente e serviços ambientais com a cara do Brasil, elaborada por pesquisadores com significativa vivência no assunto.

Neste livro, os três primeiros capítulos oferecem uma compreensiva e atualizada revisão comentada sobre microeconomia, macroeconomia e economia do meio ambiente; os dois capítulos seguintes abordam aspectos relevantes associados a políticas públicas e capital social, com recorte aderente a aspectos genuinamente brasileiros; o penúltimo capítulo discute os pontos fundamentais para o desenho de políticas públicas de serviços ambientais voltadas à agricultura familiar, às populações tradicionais e aos povos indígenas; e o capítulo final brinda-nos com um rico conjunto de quatorze estudos de casos de experiências brasileiras e internacionais (com foco na América Latina), detalhados quanto ao tipo de serviço ambiental remunerado, aos beneficiários, ao histórico e aos objetivos, às formas de pagamento e aos pontos relevantes dessas experiências, culminando com uma análise comparativa entre elas. O conteúdo dos sete capítulos se completa de forma concatenada e oportuna para um público cada vez mais amplo e variado, que necessita entender a economia do meio ambiente na realidade brasileira. Além disso, esta publicação oferece extensa e atualizada lista de referências bibliográficas sobre o assunto.

O momento de lançar esta obra não poderia ser mais oportuno. No âmbito global, a fase entre as convenções de mudança climática de Copenhague e de Cancún e a proximidade da Convenção Rio + 20 suscita a necessidade de ampliação e aprofundamento das questões ligadas à verificação de serviços ambientais e mecanismos para sua remuneração. Em termos nacionais, a conjuntura de eleições majoritárias traz o assunto em múltiplas facetas, associado a políticas públicas em vários níveis. E mais, ao oferecer exemplos que ilustram reações de diferentes grupos de interesse, o estudo torna-se uma fonte de consulta relevante sobre a percepção e o papel dos atores locais na construção, adoção e sucesso de políticas que façam face às mudanças do clima e aos desastres ambientais naturais ou provocados pela ação humana. Isso, tanto no que se refere à estruturação de mecanismos de resiliência, quanto às estratégias de adaptação e mitigação.

Nesta publicação, uma das mensagens mais relevantes que os autores didaticamente buscam encaminhar aos leitores é a de que a participação de grupos locais na identificação, verificação participativa e valoração de serviços ambientais é condição fundamental para o sucesso dessas experiências. Tornam patente, assim, que a pauta da economia do meio ambiente e serviços ambientais é muito mais complexa e vai além, muito além, do fictício mercado de carbono. Boa leitura!

Tatiana Deane de Abreu Sá

Pesquisadora da Embrapa Amazônia Oriental

Bertha Koiffmann Becker

Professora da Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ)

Francisco de Assis Costa

Professor da Universidade Federal do Pará (UFPA)

Prefácio

O livro Economia do meio ambiente e serviços ambientais: estudo aplicado à agricultura familiar, às populações tradicionais e aos povos indígenas1, conforme já ressaltado na Apresentação, gentilmente elaborada pelos nossos colegas da Embrapa, Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ) e Universidade Federal do Pará (UFPA), surge num momento oportuno, em que as discussões internacionais sobre mudanças climáticas e biodiversidade evidenciam, a cada dia com mais intensidade, a relevância de se considerar o meio ambiente como mais uma das variáveis do desenvolvimento econômico.

Os autores desta obra pretendem não somente oferecer um arcabouço teórico e exemplos práticos estruturados em 14 estudos de casos, mas, sobretudo, trazer uma contribuição crítica ao foco reduzido que, infelizmente, tem dominado as discussões e os projetos sobre serviços ambientais. A abordagem do tema serviços ambientais, comumente, limita-se ao debate sobre carbono, Mecanismo de desenvolvimento limpo (MDL) e, mais recentemente, Redução de emissões por desmatamento e destruição (REDD), quando envolve desafios muito mais complexos.

Um deles remete à necessidade de se compreender que o tema serviços ambientais não pode opor produção agropecuária e meio ambiente, ao revés, deve encontrar soluções para o desenvolvimento rural sob bases sustentáveis, o que demanda a concepção e execução de políticas públicas específicas. Outro ponto fundamental é entender que a prestação de serviços ambientais em escala de paisagem rural não se dissocia de processos sociais coletivamente construídos em cada território.

Os autores também preocuparam-se em não ir “direto ao ponto”, isto é, optaram pela elaboração de dois capítulos introdutórios em microeconomia e macroeconomia, o terceiro em economia do meio ambiente, o quarto em políticas públicas e o quinto em capital social. Esses capítulos oferecem as bases teóricas do sexto capítulo sobre pontos fundamentais para o desenho de políticas públicas de serviços ambientais voltadas à agricultura familiar, às populações tradicionais e aos povos indígenas. O estudo é finalizado com exemplos práticos de 14 estudos de caso sobre serviços ambientais.

O Capítulo 1, Microeconomia: a lógica na formação de preços e as imperfeições dos mercados, traz noções básicas de microeconomia, com críticas à abordagem neoclássica de relação unívoca entre preços e quantidades, sem ainda se ater diretamente ao contexto de serviços ambientais na agricultura familiar, nas populações tradicionais e nos povos indígenas. Os autores de referência em microeconomia são voltados, principalmente, ao contexto industrial, que em muito dista do foco deste estudo, no entanto, é válido trazer esse conhecimento para que, nos capítulos adiante, fique claro que a temática sobre serviços ambientais não pode ser tratada somente como uma questão de mercado, mas também contemplar condicionantes sociais, culturais e, evidentemente, ambientais.

O Capítulo 2, Macroeconomia e estratégias de desenvolvimento, demonstra a relevância macroeconômica de itens como decisões privadas, gastos de governo, investimentos e taxas de juros nos processos de desenvolvimento dos estados nacionais, e a forma como a história econômica das nações influenciou a evolução dos arranjos institucionais dos três regimes financeiros internacionais (Padrão-Ouro, Bretton Woods e Novo Consenso Macroeconômico), ao longo da história econômica mundial, desde o século 19. Essa base histórica e teórica, somada ao tema do Capítulo 1, apoia a compreensão e as divergências das propostas de desenvolvimento sustentável com valoração direta de serviços ambientais da economia ambiental e valoração indireta de serviços ambientais da economia ecológica, ambas expostas no Capítulo 3.

O Capítulo 3, Economia do meio ambiente, primeiramente, expõe que as diversas linhas de pensamento econômico, sob o ponto de vista ecológico, não têm um padrão de medida comum para valorar as externalidades e conceber políticas de desenvolvimento econômico com sustentabilidade ambiental. Desse modo, ao aliar o debate ambiental aos processos de desenvolvimento econômico, os economistas ficam sem teoria de valor e, consequentemente, as avaliações das externalidades são tão arbritrárias que não podem servir de base para políticas ambientais. Por sua vez, as políticas ambientais não podem se basear unicamente em uma pretendida razão ecológica, já que a ecologia, sob o ponto de vista econômico, não pode explicar as diferenças de produção e consumo de energia e materiais ou interpretar a distribuição territorial e desigualdades sociais, espaciais e temporais da espécie humana no uso dos recursos naturais. Assim, o capítulo em questão demonstra que a relação entre economia e meio ambiente demanda mudanças institucionais profundas que se chocam com a lógica atual do processo de acumulação de capital e com os padrões de consumo correspondentes.

Em seguida, o mesmo capítulo apresenta e discute a base teórica e as propostas metodológicas de valoração de serviços ambientais da economia ambiental, que insere o meio ambiente no sistema econômico “posteriormente ao impacto” (ex post), e da economia ecológica, que internaliza a questão ambiental nos sistemas produtivos “anteriormente ao impacto” (ex ante).

Basicamente, para a economia ambiental, a escassez crescente de recursos naturais ou serviços ambientais traduz-se em elevação dos preços, como em qualquer situação de escassez de oferta ante a demanda. Portanto, nesta linha de pensamento, os bens não transacionáveis em mercado, por exemplo, recursos naturais ou serviços ambientais, são considerados bens transacionáveis em mercado, ignorando-se que além do valor de troca, no caso de recursos naturais e serviços ambientais, também há o valor de uso, que traz consigo a polêmica valoração da vida. Na economia ambiental, ciência e tecnologia são pontos chaves para a expansão da oferta e substituição de recursos naturais, assim como para a mitigação de impactos ambientais. A valoração direta de serviços ambientais apoia-se em mecanismos como: a) disposição a pagar; b) direito de propriedade (Teorema de Coase); e c) taxas pigouvianas.

Para a economia ecológica, a racionalidade econômica também envolve valores culturais e sociais, o que inevitavelmente demanda profundas mudanças institucionais, novos instrumentos econômicos e inovadoras metodologias de valoração indireta de serviços ambientais, indo além da abordagem microeconômica. A ciência e tecnologia devem promover estudos que determinem escalas locais sustentáveis de uso dos recursos naturais, a partir de estudos integrados de conhecimento físico e de relações sociais dos territórios, visto que a determinação das escalas deve considerar os processos coletivos de tomadas de decisão (entre entes públicos e privados), subsidiados por informações científicas e planos governamentais estratégicos. Os processos de desenvolvimento econômico devem primar pela eficiência no uso dos recursos naturais, dada pela: a) substituição do uso dos recursos não renováveis pelos recursos renováveis; b) utilização dos recursos renováveis dentro da resiliência ecossistêmica; e c) capacidade do meio ambiente em absorver resíduos de produção e consumo. A valoração indireta de serviços ambientais apoia-se em mecanismos como: a) princípio de precaução; b) uso sustentável dos recursos naturais; e c) produção econômica associada à prestação e remuneração de serviços ambientais.

O Capítulo 3 ainda traz outros pontos, como os conceitos de throughput (termo sem tradução literal para a língua portuguesa que, basicamente, refere-se ao fluxo de recursos naturais do meio ambiente para a atividade econômica que retorna ao meio ambiente na forma de resíduo), recursos “estoque-fluxo” e “fundo-serviço”, “exclusividade” (excludability) e “rivalidade” (rivalness), além de entrar no rol político e no de ciência e tecnologia, envolvidos nos processos de desenvolvimento sustentável. Esse capítulo, apoiado nos conceitos da economia ecológica, é finalizado com críticas ao Mecanismo de desenvolvimento limpo (MDL) e ao mecanismo de desmatamento evitado denominado de Redução de emissões por desmatamento e destruição (REDD), ressaltando que o pagamento de serviços ambientais não deve entrar somente como renda, mas como força produtiva aos sistemas econômicos sob bases sustentáveis.

O Capítulo 4, Políticas públicas, inicia-se lembrando que o atraso na afirmação do estudo de políticas públicas como setor de pesquisa autônomo nos países latinos, em comparação ao mundo anglo-saxão, talvez não se deva a estranhas dificuldades léxicas. É notório que em nosso vocabulário latino existe somente um único termo (isto é, “política”) para identificar tanto atividades de ampliação de consenso e poder por parte de um grupo, partido ou coalizão, quanto linhas de intervenção dos centros decisórios públicos em um setor particular, como educação, saúde, defesa ou meio ambiente, enquanto a língua inglesa dispõe de duas expressões bem distintas, respectivamente, politics e policy. O desenvolvimento do capítulo aborda as duas grandes linhas de pesquisa nas quais se articulam os estudos sobre políticas públicas, a “prescritiva” e a “descritiva”, assim como as diferenças entre opções metodológicas de abordagens “indutiva” e “dedutiva”. A partir de sua base teórica, o capítulo também responde três questões lançadas pelos autores: Quais são as conseqüências da adesão neoliberal do Brasil para a execução de políticas públicas com caráter estratégico de Estado? Quais são os limites da sociedade civil organizada brasileira na proposição de políticas públicas estratégicas dentro dessa conjuntura? E ao se assumir, dentro dos pressupostos da economia ecológica, que a questão ambiental é questão de Estado, como fica a internalização do meio ambiente na pauta governamental? No seu final, o capítulo explica as diferenças entre as quatro tipologias de políticas públicas, isto é, “distributivas”, “redistributivas”, “reguladoras” e “constitucionais”, e as particularidades de cada uma para os casos de políticas públicas ambientais. O conteúdo deste tópico liga-se ao do capítulo seguinte, afinal, os estudiosos de políticas públicas direcionam seus trabalhos na identificação de redes de atores mais significativos e na avaliação de seus respectivos graus de influência nos processos que precedem a adoção de algumas importantes decisões políticas.

O Capítulo 5, Capital social e participação social na gestão de políticas públicas, é aberto com o alerta de que a exclusiva consideração dos aspectos econômicos reduz a provisão de elementos essenciais para a análise de sustentabilidade dos processos de desenvolvimento. Assim, a consideração de interdependência entre economia e meio ambiente exige igual atenção aos sistemas sociais, culturais, políticos e institucionais, o que muitas vezes sugere a introdução de novas instituições sociais e econômicas. Em seguida, são apresentados conceitos sobre capital social e suas derivações e/ou interfaces, como capital institucional, capital humano, capital cultural, capital natural, capital físico e capital manufaturado. Os conceitos de território e desenvolvimento rural, ainda que não sejam elementos centrais do capítulo, são nele abordados devido às diversas relações com o conceito de capital social. Basicamente, demonstra-se que o passado dos territórios, sua organização e seus comportamentos coletivos são componentes que não podem ficar ausentes na montagem de políticas públicas inovadoras de desenvolvimento rural, pois os comportamentos inovadores não são somente nacionais, mas podem depender de variáveis definidas no plano local ou regional. O compromisso numa ação coletiva, porém, pode esbarrar nas relações de poder intrínseco da sociedade, tema não omitido no estudo. No seu fechamento, o presente capítulo apresenta abordagens sobre relações de confiança no ambiente rural, trazendo respostas a duas novas questões: Como um grupo de causadores de degradação dos recursos naturais que se encontra em uma situação de interdependência pode se organizar para obter benefícios conjuntos ininterruptos, apesar da interferência dos não cumpridores? Como mudar uma situação em que os que se apropriam atuam de maneira independente para outra em que adotam estratégias coordenadas para obter melhores benefícios comuns? De maneira geral, também é demonstrado que os esforços para a promoção do desenvolvimento territorial exigem tanto o papel interventor do Estado quanto a participação formal e qualificada da sociedade civil organizada (entre elas, na forma de participação e controle social de políticas públicas).

O Capítulo 6, Pontos fundamentais para o desenho de políticas públicas de serviços ambientais voltadas à agricultura familiar, às populações tradicionais e aos povos indígenas, apresenta e justifica cinco elementos fulcrais para o desenho de políticas públicas de serviços ambientais: a) coordenação pelo Estado; b) marco legal e orçamento garantido por lei; c) integração a um programa territorial; d) participação social na política pública de serviços ambientais; e) indicadores oficiais e valoração indireta de serviços ambientais, plano de manejo de área de uso individual ou coletivo e acordos comunitários.

Por fim, o Capítulo 7, Estudos de casos sobre serviços ambientais, traz uma introdução aos exemplos de pagamento por serviços ambientais, em seguida apresenta 14 estudos de casos de serviços ambientais: 1) Campfire (Zimbábue); 2) Bacia do Rio La Vieja (Colômbia); 3) Rio Los Negros (Bolívia); 4) Pimampiro (Equador); 5) Profafor (Equador); 6) Scolel (México); 7) Proambiente (Brasil); 8) Fonafifo (Costa Rica); 9) Psah (México); 10) Bolsa Floresta (Brasil); 11) SNUC (Brasil); 12) REDD (Brasil); 13) Lei Chico Mendes (Brasil) e 14) ICMS Ecológico (Brasil), e é finalizado com comparações e conclusões sobre os mesmos estudos de caso.

Esperamos que nossa contribuição seja válida, não para esgotar o assunto, mas sim para provocá-lo, de modo que surjam críticas e novas contribuições que confirmem ou refutem nossas idéias. Olhos à obra!

Luciano Mattos

Pesquisador da Embrapa Cerrados

Capítulo 1
Microeconomia
A lógica na formação de preços e as imperfeições dos mercados

Luciano Mattos

Ana Lucia Gonçalves da Silva

Marcelo Hercowitz

Por que iniciar com microeconomia um estudo sobre economia do meio ambiente e serviços ambientais aplicado à agricultura familiar, às populações tradicionais e aos povos indígenas? Porque o embasamento teórico em economia do meio ambiente não é único, havendo linhas de pensamento divergentes entre a economia ambiental e a economia ecológica, o que resulta em métodos diferentes de valoração de serviços ambientais. A economia ambiental, em geral, apoia-se em conceitos neoclássicos, na simples relação microeconômica de mercado entre preço-quantidade e no papel regulador do Estado, enquanto a economia ecológica, ainda que não contenha em suas origens uma linha de pensamento definida (com insights marxistas, keynesianos e neoclássicos), valoriza processos macroeconômicos de desenvolvimento, sob escala sustentável, distribuição justa e alocação eficiente, além do papel planificador e interventor do Estado.

Dessa forma, este capítulo traz noções básicas de microeconomia, com críticas à abordagem neoclássica, sem ainda se ater diretamente ao contexto de agricultura familiar, populações tradicionais e povos indígenas, mas focado em transmitir contribuições teóricas sobre formação de concorrência e preços. Os autores de referência em microeconomia são voltados, principalmente, ao contexto industrial, que em muito dista do foco do presente estudo; no entanto, é válido trazer esse conhecimento elementar para que nos capítulos seguintes fique claro que a temática sobre serviços ambientais não pode ser tratada somente como uma questão de mercado, mas também deve contemplar condicionantes sociais, culturais e, evidentemente, ambientais.

Voltemos no tempo e interpretemos as visões microeconômicas de vários autores, como forma didática de abordar, posteriormente, a relação entre economia e meio ambiente. Existem muitas maneiras de conceber a economia como um ramo do conhecimento, e para os economistas clássicos dos séculos 18 e 19, como Adam Smith (1723–1790), David Ricardo (1772–1823) e John Stuart Mill (1806–1873), a economia é o estudo do processo de produção, distribuição, circulação e consumo de bens e serviços.

Por sua vez, para os autores ligados ao pensamento econômico neoclássico (a maioria dos economistas modernos), a economia é definida como a ciência das escolhas, que lida com o comportamento humano enquanto condicionado pela escassez dos recursos, isto é, a economia trata da relação entre fins e meios (escassos) disponíveis para atingi-los. Desse modo, para os neoclássicos, o foco da economia consiste em estudar os meios de alocação desses recursos para atingir determinado fim econômico, como acumulação de capital, expansão de mercado e poder econômico. É um problema de otimização sob restrição, que busca respostas sobre como maximizar a utilidade a partir de uma estrutura limitada de meios, ou seja, como alcançar os fins econômicos mais satisfatórios sabendo que os meios para atingi-los são limitados. Um conceito basicamente lógico da natureza da economia, que levou à matematização dessa ciência.

Partindo do pressuposto da visão neoclássica de que a microeconomia é definida como um problema de alocação de recursos escassos em relação a uma série possível de fins econômicos, os desdobramentos lógicos desse problema levam ao estudo do comportamento econômico individual de consumidores e firmas, em que estas são consideradas demandantes dos fatores de produção, “trabalho” e “capital”, além de fornecedoras de bens de consumo, e aqueles são considerados fornecedores dos fatores de produção, “trabalho” e “capital”, além de demandantes de bens de consumo (Figura 1). Os consumidores maximizam a utilidade a partir de um orçamento, ao passo que as firmas maximizam lucro a partir de custos e receitas possíveis.

Figura 1. O fluxo circular da economia neoclássica.

A microeconomia neoclássica procura analisar o mercado como o mecanismo que aloca os recursos dos quais dispõem determinados indivíduos organizados numa sociedade. Desse modo, ela se preocupa em explicar como são gerados os preços dos bens e serviços finais e dos fatores de produção, a partir de um conjunto de proposições teóricas apoiadas no paradigma do equilíbrio. Essas proposições são assim apresentadas nos manuais convencionais de microeconomia:

Teoria do Comportamento do Consumidor (ou Teoria da Demanda), que estuda as preferências do consumidor, analisando suas escolhas (submetidas às restrições orçamentárias), a fim de determinar a demanda de mercado, expressa sinteticamente na curva de demanda.

Teoria do Comportamento da Firma (ou Teoria de Produção e Custo), que estuda as escolhas da firma com o objetivo de maximizar lucros, analisando: a) as leis da produção, sintetizadas nas funções de produção (relação puramente técnica que resulta do processo de transformação de fatores adquiridos pelas firmas em produtos finais para a venda no mercado); e b) as funções de custos. Estas são obtidas com base nos métodos de produção disponíveis, os quais são confrontados com os preços dos fatores de produção, de modo que a firma escolha o método mais eficiente, técnica e economicamente, e construa as curvas de custos, que são utilizadas para determinar a curva de oferta.

Teoria dos Mercados, que estuda o equilíbrio de mercado resultante do confronto entre as condições de demanda e oferta (consumidores maximizadores de satisfação versus produtores maximizadores de lucro), no intuito de determinar a combinação preço-quantidade de equilíbrio, em determinadas estruturas de mercado, com destaque para o modelo de concorrência perfeita.

Portanto, para os economistas da corrente neoclássica, que inspira a economia ambiental, a determinação de preços de bens e serviços transacionáveis em mercado1 passa pela simples relação entre preços e quantidades, como se os preços fossem uma consequência natural do equilíbrio entre oferta e demanda. Obviamente, em determinadas situações, é possível que a simples relação entre oferta e demanda balize a determinação de preços, mas como ilustrado adiante, podem existir outras implicações.

Assim, é inegável a contribuição de Alfred Marshall (1842–1924) para o progresso do estudo econômico. Principal referência da escola neoclássica de Cambridge, Marshall ocupa lugar de destaque na história do pensamento econômico, à altura dos já citados fundadores da economia política clássica inglesa.

Ao lado de León Walras (1834–1910), Marshall foi um dos grandes reformuladores da teoria clássica; Walras desenvolveu a Teoria do Equilíbrio Geral, enquanto Marshall se dedicou às condições de Equilíbrio Parcial de Mercados. Graduado em letras, filosofia e matemática, Alfred Marshall voltou-se ao estudo de economia devido à sua preocupação com os problemas socioeconômicos provocados pela Revolução Industrial. Na clássica obra Principles of Economics (MARSHALL, 1890), que sintetiza seu pensamento, o autor propôs-se a completar e generalizar, com o auxílio da matemática, os postulados de Smith e, sobretudo, de Ricardo, transformando-os em princípios e conceitos operacionais. A introdução do fator tempo na análise permitiu conciliar “custo de produção” e “utilidade marginal” na determinação de valor.

Ao refletir uma visão capitalista de mundo, a tese central de Marshall baseia-se na “tendência natural para o equilíbrio, uma tendência de crescimento gradual” (MARSHALL, 1890, p. 153). Porém, a Grande Depressão dos anos 1930, decorrente do crash da Bolsa de Nova York (1929), coloca em xeque a visão do autor (SILVA, 2004). Joseph Schumpeter (1984), um dos maiores críticos (e ao mesmo tempo admirador) da visão marshalliana, reconheceu, porém, que um de seus grandes méritos foi apontar para o futuro, algo até então raro na economia.

Marshall apontava a existência, em todos os mercados, de uma permanente tensão entre rendimentos crescentes e decrescentes, sugerindo uma analogia com a floresta: “[...] a produção em larga escala possibilita grandes economias (e vantagens em relação aos concorrentes menores), porém, cedo ou tarde, a idade se manifesta em todas” (MARSHALL, 1890, p. 271). Com isso, o autor fazia um paralelo da firma com a árvore (todas nascem, crescem, amadurecem e morrem) ou da indústria com a floresta. Usando essa argumentação, o autor expôs a ideia de que esse ciclo contribuiria para evitar a concentração absoluta das atividades industriais (IGLESIAS, 1990; SILVA, 2004), ideia errônea, se considerarmos a grande concentração industrial (e econômica, em geral) dos mercados nas mãos de grandes corporations no século 20 e, principalmente, as sucessivas fusões empresariais do globalizado século 21.

Um dos principais críticos de Marshall, Steindl (1990), afirma que o autor deu muita importância ao fator de involução, a partir de certo tamanho da empresa, quando deveria atentar-se mais profundamente (e não com uma simples menção) à dificuldade de se ampliar o mercado de uma empresa qualquer, pois seria este o ponto fulcral, mais tarde denominado pela escola neoclássica de concorrência imperfeita. A determinação de preços não é somente uma relação binária entre preços e quantidades, entre curvas de oferta e demanda, porque o mercado traz “imperfeições” que podem ser decorrentes de falta de informação ou, principalmente, de condições desiguais de concorrência. A concorrência sob condições oligopolistas traz no seu bojo outros fatores determinantes de preços além da relação entre oferta e demanda, como barreiras à entrada e práticas de dumping. Preço não é algo necessariamente natural, mas sim, em muitas circunstâncias, uma prática especulativa que expulsa concorrentes e oligopoliza mercados a serviço dos interesses do grande capital, em detrimento do bem-estar dos consumidores.

É mister reconhecer que, ao comparar as empresas de um ramo industrial às árvores de uma floresta, Marshall não só representou a história própria dessas empresas dentro de um ciclo de vida ou de uma evolução ao longo do tempo, mas também trouxe a ideia da indústria como uma estrutura heterogênea, composta de um conjunto de empresas em diferentes etapas de seu ciclo de vida, com diferenças de porte, custos, preços e taxas de expansão, deixando vislumbrar as bases para um caminho alternativo ao neoclássico.

Afastando-se desse caminho alternativo, entre o final do século 19 e o início do 20, conforme resgata Silva (2004), um processo intenso de sistematização e vulgarização consolidou a hegemonia da escola neoclássica em manuais de microeconomia que optam pela maior formalização de modelos econômicos, em prejuízo dos traços de realismo que caracterizam a obra marshalliana. A admissão de “imperfeições” de mercado é logicamente inconsistente com a caracterização feita pelos manuais convencionais de microeconomia do mercado de concorrência perfeita, em particular, com a hipótese de homogeneidade dos produtos e curva de demanda infinitamente elástica. Por esse modelo, os limites ao crescimento da empresa não se dariam pelo lado da demanda, mas sim pelas condições de oferta a custos crescentes (vale a ressalva de que em muitas aplicações, o modelo de concorrência perfeita é usado apenas como modelo de referência, e não como modelo real, sendo útil para situar o nível de imperfeição de mercado).

As condições de produção e demanda de uma mercadoria são consideradas, praticamente, independentes entre si e em relação a todas as outras mercadorias, ao permitir análises parciais sob a cláusula ceteris paribus2. Desta feita, a abordagem neoclássica garantiu a identificação de um único (e irreal) ponto de equilíbrio para o mercado, representado pelo par preço-quantidade, sem espaço para a teorização de rivalidade entre os concorrentes. As “imperfeições” decorrentes do processo de concorrência, para a abordagem neoclássica, seriam meras “fricções” temporárias, que podem retardar ou modificar as conclusões apenas superficialmente. O maior acinte, pois, está na consideração do desemprego e das mazelas sociais como “fricções” de mercado, como se a livre iniciativa, de maneira unilateral, fosse capaz e suficiente para garantir o desenvolvimento (leia-se crescimento e distribuição de renda) das nações.

Sraffa (1982) surge como o primeiro grande crítico da abordagem neoclássica da concorrência ao considerar inadmissível que as imperfeições de mercado sejam temporárias e ao ressaltar que muitos de seus efeitos são permanentes e cumulativos. Em sua obra, o autor oferece não apenas uma crítica ao pressuposto neoclássico de relação unívoca preço-equilíbrio, mas também contribuições para estudos futuros sobre o processo de concorrência nos mercados. Basicamente, traz três críticas centrais ao modelo de concorrência perfeita: a) acusa-o de manipular as leis de rendimentos para obter uma curva de oferta com formato previamente definido3; b) aponta inconsistências das leis de rendimentos com elementos centrais do modelo, como a existência de limites à expansão da empresa que assegure o atomismo de mercado4 e a independência entre as curvas de demanda e de oferta do equilíbrio parcial; c) a partir de evidências empíricas, critica a curva de demanda individual infinitamente elástica e o formato em U das curvas de custo médio e custo marginal.

O autor (SRAFFA, 1982) não desenvolveu um modelo alternativo, mas trouxe contribuições sobre aspectos da concorrência, tais como diferenciação de produtos, preferências dos consumidores, papel dos gastos de venda, noção de que a empresa considera as reações de concorrentes na decisão de corrigir preços, significativas margens de lucros oriundas de barreiras à entrada e limite ao endividamento da empresa, questões que não só balizaram os novos estudos neoclássicos (Teoria da Concorrência Imperfeita), mas também as investigações alternativas sobre mercados em condições de oligopólio.

Chamberlin (1956) e Robinson (1969), autores neoclássicos, em resposta às críticas de Sraffa (1982), envolveram-se na construção de uma nova teoria de mercado ao considerarem tanto os modelos da concorrência perfeita e do monopólio, quanto as propostas sraffianas sobre preferências de consumidores. Vale lembrar que ambos eliminam a noção de mercado homogêneo. Robinson (1969) propôs o modelo de concorrência imperfeita, e Chamberlin (1956) o de concorrência monopolística, assentados nos seguintes conceitos: grande número de empresas (mercado atomístico), livre mobilidade dos fatores (livre entrada e saída), diferenciação de produtos (existência de clientela) e curvas de custos marginais em U. Como se nota, os autores ignoraram, em parte, as críticas de Sraffa (1982) e, de novo, a livre entrada funciona em seus modelos como mecanismo de ajuste, e não como uma real pressão competitiva.

Kaldor (1983), de imediato, questionou os conceitos de Chamberlin (1956) e Robinson (1969), com críticas severas à uniformidade na distribuição das preferências dos consumidores entre os produtos das diferentes empresas (expressa na igualdade das curvas de demanda individual). A partir de suas críticas, Kaldor (1983) traz contribuições aos estudos da concorrência como força dinâmica: reafirma os achados de Sraffa (1982) sobre interdependência entre as empresas, assume o oligopólio como caso geral, mesmo em mercados atomísticos, ressalta a relevância da concorrência potencial e percebe as economias de escala como barreiras à entrada de concorrentes.

Ao analisar a obra de Kaldor (1983), Possas (1985) observa que cada empresa tem seus rivais mais próximos, que a demanda pelos seus produtos é também influenciada pelos preços desses rivais e que a variação de preços de uma empresa pode ter peso noutra. Assim, configura-se a impossibilidade de determinação da “curva real de demanda” de cada empresa e a dificuldade de a “curva imaginada de demanda” assumir os preços dos rivais como constantes, sendo necessário basear-se nas expectativas – corretas ou não – sobre o comportamento de seus rivais diante das suas próprias variações de preços, condições essas que comprometem a análise unívoca da relação preço-quantidade. Logo, a curva de demanda ceteris paribus de uma empresa não pode ser aceita em virtude da interdependência da cadeia de produtos substitutos que formam a indústria.

Ao traçar conclusões sobre a abordagem neoclássica, Silva (2004) ressalta que as hipóteses centrais do modelo de mercado de concorrência perfeita (atomismo de mercado; homogeneidade do produto; livre entrada e saída) trazem as errôneas ideias de “imagem inerte” e “espaço homogêneo” isentas de confrontos entre empresas, sendo os “ajustes de equilíbrio” soluções simultâneas de empresas e mercado (o que denota a fraqueza teórica neoclássica em lidar com as variáveis tempo e incerteza)5. Já no mercado de concorrência imperfeita (ou monopolística), as hipóteses centrais do modelo (atomismo de mercado; livre entrada e saída; igualdade das curvas de demanda individual para produtos diferentes) também levam à não rivalidade. Em ambos os casos, o (utópico) equilíbrio dá-se pelas “soluções de mercado”, por meio do cruzamento das condições de demanda (preferência dos consumidores) e de oferta (parâmetros técnicos; custos de produção), iguais para todas as empresas.

Portanto, Sraffa (1982) contribuiu com a identificação, mesmo em mercados atomísticos, do poder de monopólio das pequenas empresas (associado à diferenciação de produtos), enquanto Kaldor (1983), sem romper com os pressupostos neoclássicos, trouxe à luz a rivalidade e a interdependência entre as decisões das empresas (e seus efeitos umas sobre as outras) como características gerais dos mercados, ao chamar a atenção para a existência de rivais mais próximos. A preocupação que une ambos está situada nos mercados atomísticos, em que foram precisos ao salientar que, mesmo nessas situações, as empresas têm poder de mercado e, assim, influenciam os preços6.

A escola neoclássica tratou os mercados concentrados pelo modelo de monopólio puro ou por modelos simplistas de duopólio. Ao recusar essa abordagem, alguns autores empenharam-se, desde o final do século 19, em entender os efeitos da concentração de mercado, e firmaram uma nova corrente de pensamento (Teorias de Organização Industrial – OI), com a hipótese central de que há uma relação causal que liga estrutura, conduta e desempenho. Segundo Mason (1939), a capacidade da grande empresa de, intencionalmente, influenciar (com seu preço e produção) as condições de mercado estaria relacionada ao grau de controle exercido pela própria. Apesar de importantes contribuições ao tema, os resultados obtidos pelo autor não permitiram generalizações simples sobre mercados concentrados.

Fontenele (1995) bem frisa que Mason (1939), ao contrariar a microeconomia convencional, levanta que

[...] as diferenças nas políticas de preços (conduta) são decorrentes das diferenças nas estruturas de mercado [...], por sua vez, as distintas condutas levariam aos diversos níveis de desempenho na economia, transparecendo uma cadeia de casualidade que vai da estrutura para a conduta, e da conduta para o desempenho. (FONTENELE, 1995, p. 24).

Destarte, as políticas públicas deveriam basear-se em minuciosas análises técnicas de políticas de preços predominantes em cada mercado e da real capacidade que a própria ação pública tem de influenciar esses comportamentos7.

Bain (1956) e Sylos-Labini (1979), ao trabalharem de forma concomitante e independente, trouxeram as principais contribuições teóricas às relações entre estrutura-conduta-desempenho. Ambos avançaram na análise da organização e estrutura de mercado que influenciam concorrência e formação de preços. O primeiro autor reconhece a concentração econômica como elemento central da estrutura de mercado e inova ao assumir como fundamental a variável “condição de entrada” (concorrência potencial), enquanto o segundo faz o mesmo caminho, porém com menos ênfase no teste das relações entre variáveis.

Já Steindl (1983, 1990) demonstrou que os diferenciais de custo entre empresas têm importante ligação com a intensidade da concorrência e, por conseguinte, com a formação de preços, e com o processo endógeno de transformação das estruturas de mercado (sempre em mutação). Porém, conforme aponta Silva (2004), o pecado capital do autor foi não ter atentado para a diferenciação e inovação de produtos e para os processos de diversificação e internacionalização da grande empresa.8

A visão schumpteriana do processo de concorrência é construída a partir do pressuposto de que a realidade capitalista é desfavorável ao rendimento máximo da produção. Ao tomar o conceito marxista do capitalismo9 como um sistema em movimento e que tem no processo de concorrência o seu mote, o autor avançou no entendimento da concorrência e da inovação. Sobre o papel das inovações, para ele, o ponto essencial que se deve ter em mente é que o capitalismo é um processo evolutivo e, por sua vez, acerca das práticas monopolistas, levanta que a economia do lucro depende da inexistência da concorrência perfeita.

Em sua obra clássica Capitalismo, Socialismo e Democracia, trabalhando a ideia do capitalismo como “destruição criadora”, Schumpeter (1984) argumenta que, se analisarmos a evolução do desempenho produtivo ao longo do tempo, é evidente que o maior progresso se verifica não nas empresas que operam em condições próximas da concorrência perfeita, mas sim nas grandes empresas oligopolísticas. Para o autor, o capitalismo é, por natureza, uma forma de transformação econômica de caráter não estacionário, e não apenas pelo fato de a vida econômica transcorrer em meios naturais e sociais que se modificam e alteram a situação econômica, mas, fundamentalmente, porque os novos métodos de produção, novos bens de consumo, novos meios de transporte, novos mercados e novas formas de organização industrial mantêm em funcionamento a máquina capitalista. Dessa forma, no modus operandi da concorrência, não é essencialmente a concorrência pelos preços que deve reter a atenção do empreendedor, mas a concorrência por inovações de qualquer tipo (mercadorias, técnicas, fontes de suprimento e tipo de organização).

Silva (2004, p. 208) bem lembra que essa percepção permitiu a Schumpeter avançar no entendimento do

[...] capitalismo como um sistema que se transforma independentemente de fatores exógenos, como resultado do processo de inovação engendrado endogenamente pelas próprias forças da concorrência, já que esta aparece (a exemplo das ideias de Steindl) como uma busca para aprofundar assimetrias e, nesse sentido, a inovação é fonte poderosa de geração de assimetrias.

A não busca pela inovação abre caminho para o avanço dos atuais e potenciais rivais, logo, a concorrência atua não somente quando está presente, mas também quando se constitui apenas como uma ameaça. Por exemplo, não aderir às novas exigências socioambientais pode significar perda futura de oportunidades econômicas, que serão ocupadas por concorrentes inovadores mais atinados à nova realidade internacional. Nesse contexto, os Estados Nacionais devem desempenhar um importante papel na regulação socioambiental do empreendedorismo privado, também como uma oportunidade inovadora (ou como um diferencial de mercado), e não somente como um custo adicional de produção. Por exemplo, o Estado dispor linhas diferenciadas de crédito industrial e agropecuário é um dos pontos fundamentais como estratégia de incentivo à inovação tecnológica sob bases limpas.

A visão schumpteriana, porém, peca em não atribuir relevância ao papel do Estado nos processos inovadores do capitalismo. Ainda que o autor ressalte em suas obras que todos os investimentos implicam, como complemento indispensável da atividade do homem de negócios independente, certas medidas de proteção pública, como regulamentação de seguros e patentes, ele fica a dever na ênfase aos instrumentos econômicos inovadores – por exemplo, regulamentação pública de crédito para ente privado e planejamento de investimentos públicos ou privados estratégicos em energia, comunicação e transportes – de modo a garantir a questão logística aos novos empreendimentos privados inovadores. Dentro de um debate socioambiental, em vigor nos tempos atuais, não há como se olvidar da relevância dessas ações estratégicas públicas, sobretudo, quando certos tipos de investimentos privados garantem apenas retornos socioambientais no curto prazo, e talvez, por meio de uma estratégia de marketing, retornos econômicos no longo prazo.

De acordo com Utterback (1996), quando uma empresa (ou empreendedor) pioneira lança um produto, ela cria em torno de si um mercado crescente (considerando que esse produto tenha aceitação de mercado), logo, novos concorrentes podem inspirar-se, entrar e aumentar ainda mais o novo mercado (ou captar uma fatia desse mercado com versões próprias do produto). Nesse estágio inicial, portanto, nenhuma empresa detém o domínio do mercado, o que cria um ambiente propício à entrada de outras empresas (desde que as barreiras técnicas e financeiras não sejam muito elevadas). Desse modo, se resguardadas certas condições10, uma empresa inovadora na questão socioambiental pode não só inaugurar um novo mercado, como arrematar (na condição de pioneira) uma significativa fatia desse novo mercado e ainda proporcionar possibilidades de crescimento para outros concorrentes menores. Aqui fica claro que a questão socioambiental não irá crescer na pauta da economia mundial apenas como fator exógeno, podendo os empreendedores pioneiros exercer fortes influências endógenas e se colocarem em flagrantes vantagens competitivas. De forma alguma isso reduz a relevância do papel do Estado como indutor, pois muitas vezes os processos endógenos resultam em demandas exógenas a serem atendidas pela esfera pública11.

Nessa mistura de experimentação e concorrência, pode surgir um projeto socioambiental dominante no mercado, que altere substancialmente a base de concorrência e adquira a fidelidade dos consumidores. Mas somente essa definição seria algo insuficiente, pois como salienta Utterback (1996), outras variáveis, além daquelas de mercado e tecnológicas, influenciam na constituição de um projeto dominante, tais como patrimônios colaterais (canais de mercado, imagem da marca e custo de mudança por parte do portfólio de clientes), regulamentos setoriais e intervenção governamental (imposição de um padrão), manobras estratégicas por parte de empresas individuais (a estratégia de produto adotada por uma empresa em relação aos seus concorrentes pode determinar que seus projetos tornar-se-ão dominantes) e comunicação entre os produtores e usuários (esse talento pode influenciar a ratificação do projeto dominante).

É importante lembrar também que, frequentemente, as empresas remanescentes e bem-sucedidas são aquelas que entraram no setor nos estágios iniciais. Utterback (1996) evidencia também as diferenças fundamentais entre inovação de produtos e de processos12, dentro do debate sobre dinâmica da inovação. Assim, em relação aos produtos, o autor expõe que a agitação por inovações profundas pode cessar com o surgimento de um projeto dominante, com o foco de P&D agora voltado às inovações incrementais das características existentes. Conquanto os aperfeiçoamentos sejam introduzidos, torna-se mais complexo superar o desempenho de outrora. No caso de inovação de processo, durante o período de formação da tecnologia de um novo produto, os processos usados para produzi-la são mais genéricos. No entanto, ao considerar que as inovações de produto e de processo são interdependentes, à medida que a taxa de inovação de produto desacelera, a taxa de inovação de processo aumenta. Não somente mudanças em produtos e processos ocorrem numa empresa, mas também demandam-se mudanças organizacionais, com ações em conjunto13.

Como salienta Utterback (1996), para que uma empresa obtenha sucesso em ambiente de incerteza14, os indivíduos que constituem a organização precisam agir em conjunto, isto é, trabalhar organicamente, pois à medida que uma empresa perde seu caráter orgânico, o poder relativo das pessoas começa a se afastar daquelas com habilidades empreendedoras, deslocando-se em direção àquelas com aptidões gerenciais15. De forma análoga, quando a transição para longe de uma alta taxa de inovação de produto começa, as pessoas e as unidades na empresa perdem suas conexões orgânicas, ficam mais independentes sequencialmente e a coordenação e o controle tornam-se mais relevantes. Assim, quando surge o projeto dominante e as operações de produção crescem rapidamente em resposta à demanda crescente, o foco da recompensa desloca-se para aqueles que são capazes de ampliar as escalas de produção (por exemplo: funções de marketing). Sobre características de mercado, o autor salienta que posteriormente à definição de um projeto ou padrão dominante, os produtos tendem a se tornar mais homogêneos, similarmente ao que ocorre com as commodities.16

Utterback (1996) também demonstra que o motivo da redução do número de empresas concorrentes nas ondas subsequentes guarda relação com o fato de que os mercados quase sempre estão bem definidos pela primeira onda de inovação. As empresas estabelecidas desenvolvem ao longo desse ínterim canais de distribuição e instalação de produção para atender esses mesmos mercados, consequentemente, limitam a quantidade de empresas capazes de reformular a indústria (mesmo ao dispor de tecnologia superior). Todavia, o próprio autor reconhece que essa hipótese não se consuma quando a onda de inovação amplia ou altera significativamente o mercado.

Portanto, esses tópicos finais sobre inovação deixam evidentes os desafios do Estado de tornar a questão socioambiental não somente um diferencial de poucos empreendedores inovadores, mas também uma realidade de mercado, de demanda da sociedade e, substancialmente, do próprio processo de desenvolvimento econômico sob outras bases. Dessa forma, as barreiras à entrada podem se tornar significativamente menores e possibilitar processos inovadores que considerem também o meio ambiente como mais uma das variáveis de desenvolvimento econômico.

Referências

BAIN, J. S. Barriers to new competition. Cambridge: Harward University Press, 1956.

CHAMBERLIN, E. H. Teoría de la competencia monopólica. México, DF: Fondo de Cultura Economica, 1956. 292 p.

FONTENELE, A. M. C. Progresso e método na história das teorias da organização industrial. 1995. Tese (Doutorado em Economia) - Universidade de São Paulo, São Paulo.

IGLESIAS, R. M. Marshall e a teoria da firma. In: ENCONTRO NACIONAL DE ECONOMIA, 18., 1990, Brasília, DF. Anais... Brasília, DF: ANPEC, 1990. v. 1, p. 13-27.

KALDOR, N. Ensayos sobre el valor e la distribución. Madrid, ES: Technos, 1983.

MARSHALL, A. Principles of economics. London, GB: Macmillan and Co., 1890.

MASON, E. S. Price production policies of large-scale enterprise. American Economic Review, Nashville, v. 29, n. 1, p. 64-71, 1939. Supplement.

POSSAS, M. L. Estruturas de mercado em oligopólio. São Paulo: Hucitec, 1985.

ROBINSON, J. The economics of imperfect competition. London, GB: Macmillan, 1969.

SCHUMPETER, J. A. Capitalismo, socialismo e democracia. Rio de Janeiro: Zahar, 1984.

SILVA, A. L. G. da. Concorrência sob condições oligopolísticas: contribuição das análises centradas no grau de atomização/concentração dos mercados. Campinas: Unicamp: IE, 2004.

SRAFFA, P. As leis dos rendimentos sob condições de concorrência. Literatura Econômica, Rio de Janeiro, v. 4, n. 1, p. 13-34, 1982.

STEINDL, J. Maturidade e estagnação no capitalismo americano. São Paulo: Nova Cultural, 1983. 264 p. (Os Economistas).

STEINDL, J. Pequeno e grande capital: problemas econômicos do tamanho das empresas. São Paulo: Hucitec: Unicamp, 1990.

SYLOS-LABINI, P. Oligopólio e progresso técnico. Rio de Janeiro: Forense, 1979.

UTTERBACK, J. Dominando a dinâmica da inovação. Rio de Janeiro: Qualitymark, 1996.

Capítulo 2
Macroeconomia e estratégias de desenvolvimento

Luciano Mattos

Maria Alejandra Caporale Madi

Marcelo Hercowitz

O aporte teórico do Capítulo 1 questiona a abordagem neoclássica sobre formação de preços e provê base para a compreensão das críticas aos métodos de valoração direta de serviços ambientais propostos pela economia ambiental no Capítulo 3. Já este Capítulo 2 demonstra a relevância macroeconômica de itens como decisões privadas, gastos de governo, investimentos e taxas de juros nos processos de desenvolvimento dos estados nacionais, e a influência da história econômica das nações na evolução dos arranjos institucionais dos três regimes financeiros internacionais, ao longo da história econômica mundial, desde o século 19. Essa base histórica e teórica apoiará a compreensão da proposta de desenvolvimento sustentável com valoração indireta de serviços ambientais da economia ecológica também trazidas no Capítulo 3.

Inicialmente, veremos aspectos centrais da história econômica do capitalismo mundial, desde a Revolução Industrial até o final do regime do Padrão-Ouro, período de vigência do arranjo institucional internacional que regeu a economia liberal do laissez-faire. Em seguida, observaremos como o fim do Padrão-Ouro, a quebra da bolsa de Nova York em 1929 e a “Grande Depressão” econômica dos anos 1930, que não se caracterizam como fenômenos independentes, abriram espaço para o surgimento das ideias desenvolvimentistas keynesianas e para o estabelecimento do segundo arranjo institucional internacional, o regime de Bretton Woods, que se notabilizou por políticas nacionais em economias fechadas e pela ação pública para criação de demanda efetiva. Para finalizar o capítulo, resgataremos os motivos que levaram o mundo, a partir de 1968, a sepultar o regime de Bretton Woods e o modelo de Welfare State (Estado de bem-estar social) e aderir, após os anos 1980 (no caso brasileiro, nos anos 1990) ao Novo consenso macroeconômico (Globalização ou Neoliberalismo), que se apresenta como uma forma de liberalização e flexibilização dos mercados financeiros. Essa sequência visa subsidiar o debate do capítulo seguinte, de modo a demonstrar que não é por acaso que existem duas abordagens que cruzam economia e meio ambiente.

Ao analisar a gênese do capitalismo industrial, Marx (1984a, p. 868) ressalta que

[...] as descobertas do ouro e da prata na América, o extermínio e a escravização das populações indígenas forçadas a trabalhar no interior das minas, o início da conquista e da pilhagem das Índias Ocidentais e a transformação da África num vasto campo de caçada lucrativa são os acontecimentos que marcam [...] a era da produção capitalista [...].

E que fundamentam a acumulação primitiva. A supremacia industrial trouxe no seu bojo também a subordinação do capital mercantil, enquanto no período manufatureiro (e primórdios da era industrial) essa relação era inversa.

Hobsbawm (1978) argumenta que no período da Revolução Industrial inglesa, o comércio que enriqueceu as cidades contribuiu para a redefinição das classes médias, que por sua vez, expandiu o comércio. Nesse processo foi decisivo o papel do Estado que detinha um sistema político em que os reis estavam subordinados ao parlamento, com forte participação de proprietários de terra. Pode-se afirmar que já existia uma visão de nação, um diferencial bastante forte para a prosperidade inglesa. No século 18, a Inglaterra já existiam a mercantilização das relações sociais e a expansão do mercado interno em escala nacional. Um fator decisivo para tal fato foi a singular estrutura agrária inglesa (em relação ao restante da Europa Ocidental), na qual, além da presença de agricultores, havia artesãos voltados para os ramos de tecidos, vestuários e metal. Os camponeses e artesãos, gradativamente, se converteram em trabalhadores assalariados, o que desencadeou o processo de transformação das aldeias rurais em vilas industriais especializadas em determinados tipos de produção. Como consequência, o país obteve uma forma de desenvolvimento industrial mais descentralizada na essência de seu processo de transformação econômica e social.

Em alusão à transformação social, a base objetiva do humanismo de Marx (1984b) e sua teoria da evolução econômica e social são os estudos do homem como ser social. Os seres humanos realizam trabalho e a interação entre o homem e a natureza produz a evolução social. Tomar ou usar algo da natureza representa uma operação de apropriação, logo, caracteriza-se como uma forma concreta de trabalho. No contexto capitalista, o homem, como ser social, desenvolve a divisão social do trabalho que permite a produção de excedentes. A divisão social do trabalho e a produção de excedentes tornam possível a apropriação da mais-valia1. As relações entre homens, resultantes da especialização do trabalho, geram processos complexos como a acumulação de capital. Elas provocam a separação do trabalho livre das condições objetivas de sua realização no marco do processo de industrialização.

Desse modo, a Primeira Revolução Industrial (1750–1840) se caracteriza pela dissociação dos camponeses de seus meios de produção (terra), tornando-se força de trabalho urbana remunerada, pela substituição da matriz energética de queda d’ água pela de carvão mineral (fonte energética para indústria e navegação), e pela produção de algodão (matéria-prima para a produção têxtil) e ferro (matéria-prima para construção de estradas de ferro, vagões, navios e bens de capital). Essa fase é denominada de Capitalismo Concorrencial, caracterizada por muitas pequenas empresas com menores escalas de produção e crédito comercial. Já a Segunda Revolução Industrial (1840–1895) se caracteriza pela produção de aço (em substituição ao ferro, não só na produção de bens de capital, mas também na navegação, permitindo ampliar a pilhagem das colônias), de químicos (clareadores de tecidos), de vidro (recipientes para químicos), de elétricos (comunicação) e de motores (movidos a combustíveis fósseis – gasolina e diesel), além da criação de patentes industriais, padronização de processos produtivos e organização dos trabalhadores. Essa fase é denominada de Capitalismo Monopolista, na qual a realidade se caracteriza por concentração dos mercados industriais (poucas grandes empresas) e centralização das estruturas de capital financeiro2.

A transição da Primeira para a Segunda Revolução Industrial advém de dois processos, a crescente industrialização de outras partes do mundo (que passa a demandar bens de capital existentes somente em território bretão) e a necessidade de acumulação de capital para investimento em novos mercados. A expansão da industrialização demandou infraestrutura de transportes (por exemplo, estradas de ferro para integração territorial e navegação a vapor para exportações britânicas), e pode-se afirmar que essa infraestrutura passou a ser a condicionante básica do desenvolvimento. Com o avanço da industrialização houve maior demanda por carvão (fonte energética) e aumento de empregos, no entanto, as condições insalubres de trabalho vieram refletir na formação do movimento trabalhista britânico, que foi ganhando poder de influência nas atividades e decisões do Parlamento. A crescente demanda de carvão foi acompanhada pela de ferro, e mais tarde, pela de aço, mas essa última gerou novo impulso por bens de capitais mais modernos. Já o período 1873–1896 é marcado pela superação econômica dos Estados Unidos da América (EUA) e Alemanha em relação à Grã-Bretanha em alguns nichos de produção, notadamente o de aço. Não por acaso nessa época surgiram políticas protecionistas estadunidenses e germânicas, pois economias em industrialização tinham de se precaver da “oficina do mundo”, a Inglaterra, garantindo competitividade nos seus mercados interno e externo (HOBSBAWM, 1978).

No período compreendido entre o final do século 19 e início do século 20, época de apogeu da ordem liberal burguesa, já se desenvolvia uma forma de capitalismo financeiro, sob as normas do Padrão-Ouro. Conforme descreve Belluzzo (2000, p. 92):

[...] o Padrão-Ouro se apresentava como forma ‘adequada’ [aos interesses liberais ingleses] de coordenação do arranjo internacional que se supunha a coexistência de forças contraditórias: (1) a consolidação da hegemonia financeira inglesa, exercida através de ‘acceptances houses’ e de bancos de depósitos; (2) a exacerbação da concorrência entre a Inglaterra e as novas economias industriais de ‘trusts and corporations’ nascidas na Europa e EUA; (3) a exclusão das massas de trabalhadores do processo político [inexistência de sufrágio universal]; e (4) a constituição de uma periferia [leia-se colônias] ‘funcional’, fonte produtora de alimentos, matérias-primas e, sobretudo, fronteira da expansão dos sistemas de crédito dos países centrais.

Em outras palavras, a expansão do comércio e das finanças internacionais vigorava somente entre a hegemônica Inglaterra liberal e os países de capitalismo tardio sob políticas protecionistas de industrialização, sobretudo, EUA e Alemanha, e mais tarde, o Japão.

Dessa forma, Belluzzo (2000) sustenta que o capitalismo financeiro não é um fenômeno do século 20, pois as normas do regime do Padrão-Ouro do final do século 19 configuravam um “sinal de outono” do grande desenvolvimento capitalista que viria ocorrer no século seguinte. O Padrão-Ouro se caracteriza por um momento de economia internacional liberal, assentada no princípio do laissez faire, com abertura comercial e financeira, mas ao mesmo tempo com certa rigidez nas políticas econômicas (isto é, apesar do liberalismo econômico, o Estado inglês exercia papel estratégico de planejamento e indução de investimentos). É importante lembrar que o período do Padrão-Ouro é tão relevante na história econômica internacional que os economistas neoclássicos da atualidade, constantemente, remetem-se a ele, a fim de não só apreender as condições de expansão e de transformação das estruturas econômicas nacionais, mas também compreender as dimensões estratégicas e tensões nas relações de poder no âmbito internacional.

A política monetária internacional estava atrelada ao lastro ouro, portanto, a capacidade de expansão das economias nacionais, inevitavelmente, estava atrelada à quantidade de suas próprias reservas auríferas ou capacidade de geração de reservas internacionais em ouro. Os ajustes monetários eram determinados pelo Banco da Inglaterra3 via taxa de redesconto, isto é, o agente financeiro central da economia mundial redescontava títulos de bancos ingleses e internacionais para lhes conferir liquidez, o que gerava situações em que os bancos ofereciam créditos além das suas próprias reservas. Na ocorrência de aumento da taxa de redesconto, tornava-se mais difícil obter liquidez, o que fica evidente que, em última instância, as reservas nacionais dependiam do comportamento do Banco da Inglaterra, e este, por sua vez, ditava o ciclo econômico internacional. Portanto, sem reservas em ouro, uma economia nacional não funcionava sob a vigência dos ajustes requeridos pelo Padrão-Ouro. Sem liberdade de gestão e com necessidade de reservas, os mecanismos de expansão das economias nacionais tinham de ir além da moeda mercadoria ouro (por exemplo, moedas de prata) ou criar papéis substitutos a essa moeda. Em suma, o Padrão-Ouro era, na prática, uma “camisa de força”, um sistema estruturado para atender os interesses da economia burguesa inglesa, o qual gerava obstáculos ao crescimento das nações que não detinham reservas em ouro. E esta era a situação da maioria das nações, exceto das europeias ocidentais que comandavam os processos de colonização. Um caso emblemático e excepcional dessa conjuntura é o dos EUA, que se organizou, estrategicamente, no mercado interno sem se atrelar ao Padrão-Ouro.

O Padrão-Ouro caracterizava-se pela necessidade de integração internacional para acúmulo de reservas e pela manutenção da estabilidade de preços domésticos de modo a garantir taxa de câmbio fixo e preservação do valor dos ativos financeiros. Após a Primeira Guerra Mundial, mais especificamente, no interregno entre as duas grandes guerras mundiais, deu-se a crise e a fragmentação do Padrão-Ouro, por causa da instabilidade da libra esterlina. Uma das consequências foi o aumento da autonomia das políticas nacionais, que se delineiam, sobretudo nos anos 1930, pela implementação de mecanismos de controle de capital e cambial em oposição ao laissez faire. Adicionalmente, políticas nacionais expansionistas do lado fiscal e monetário foram adotadas. Vejamos a seguir alguns destaques relativos ao contexto das mudanças nos arranjos financeiros internacionais.

A profunda depressão econômica mundial da década de 1930 pode ser explicada como decorrência da evolução cíclica do investimento e da demanda efetiva. O ano de 1927 foi marcado como o ano com pico de investimentos, contudo em 1928/29 houve desaceleração da economia mundial, mas não a ponto de colocar o mundo em situação de depressão econômica. Galbraith (1988) destaca a evolução da demanda efetiva: no período anterior à quebra da bolsa, a indústria de bens de capital crescia 6,4% a.a., enquanto a indústria de bens de consumo 2,8% a.a. Essa situação era de profunda insustentabilidade, pois evidenciava que a capacidade de amortização dos investimentos em bens de capital estava comprometida e surgiriam problemas de capacidade ociosa na indústria. Nesse contexto, a valorização dos ativos financeiros na Bolsa de Nova York levou as empresas estadunidenses a fazerem revisões nas decisões de produção e investimento, a especularem na bolsa e a atraírem capital europeu. Criou-se uma situação de drenagem das reservas dos países europeus, atraídos pelo “boom” do mercado financeiro. Porém, em outubro de 1929, a situação de valorização fictícia demonstrou sua fragilidade com a quebra da Bolsa. A balança de pagamentos estadunidense tornou-se superavitária. Com a depressão, os EUA diminuíram de forma agressiva as importações de produtos de bens de consumo, o que levou à redução de 61% do comércio exterior europeu. Por sua vez, os europeus gastaram divisas para honrar compromissos de amortização de crédito de seus novos credores, isto é, os EUA. Em verdade, diante das novas pressões, os países europeus viram-se forçados a abandonar o Padrão-Ouro.

A depressão econômica mundial acentuada pela quebra da Bolsa de Nova York reforçou a importância dos postulados do economista britânico John Maynard Keynes. Conforme resgata Bleaney (1985), Keynes foi um severo crítico dos ideais neoclássicos quanto à determinação da renda nacional e do equilíbrio dos mercados ao nível de pleno emprego dos fatores.

Crítico da ideia de que a oferta gera a demanda, da Teoria Clássica do Emprego4 e do Regime do Padrão-Ouro, Keynes (1985) projeta-se com a publicação da célebre obra Teoria geral do emprego, juro e moeda, em que seus preceitos básicos, do ponto de vista econômico e social, sugerem a intervenção do Estado na dinâmica econômica, dado que não acreditava na ação autocorretiva dos mecanismos de livre mercado. Desse modo, no bojo da crise dos anos 1930, a passagem do laissez-faire para a economia nacional fechada e planejada é uma ideia central de Keynes. Assim, o autor sugere investimento e gastos de governo para aquecer a economia, estimular a demanda efetiva (pública e privada) e gerar renda. Dessa forma, a renda nacional (ou Produto interno bruto) é resultado da soma de gastos de governo, investimentos, consumo e diferença entre exportações e importações, e deve ser estimulada no bojo da adoção de políticas monetárias e fiscais para a promoção da sua expansão.

Ainda sob o ponto de vista keynesiano, o capitalismo não é economia de empregos, mas uma economia de ativos, e a moeda não é neutra ou simplesmente meio de troca, constitui-se como meio de acumulação de capital (ou de reserva de valor com liquidez imediata) que pode comprometer o investimento se dela for feito uso especulativo. Desse modo, o objetivo do capitalismo não é criar empregos, mas acumular capital, não sendo o nível de renda nacional determinado no mercado de trabalho. Já a redução de salários não necessariamente geraria mais emprego, podendo ocorrer o contrário se houvesse depressão econômica, em razão da renda geral menor decorrente de uma redução da demanda efetiva. Keynes rejeita a ideia de poupança prévia para condicionar o investimento, porque o crédito e as taxas de juros são os instrumentos mais efetivos num sistema capitalista quanto às decisões de investimentos, e sugere a análise das condições de orçamento equilibrado dentro de uma estratégia de crescimento de longo prazo. Com a situação de desemprego em larga escala, típica da época da depressão econômica dos anos 1930, seria interessante aumentar o deficit para diminuir o desemprego.

De acordo com Belluzzo (2000), nos trabalhos elaborados para as reuniões de Bretton Woods, Keynes tomou posições a favor da centralização do sistema internacional de pagamentos e da criação de liquidez, de forma a minimizar a instabilidade inerente ao capitalismo. As propostas de criação do Bancor (moeda internacional para trocas comerciais) e da Clearing Union (um Banco central mundial) são, na verdade, aperfeiçoamentos da ideia de um banco gestor de reservas internacionais de caráter supranacional. Essa instituição – um banco central dos bancos centrais – seria encarregada de executar uma gestão de liquidez dos resultados do comércio internacional e dos problemas de ajustamentos entre os países credores e devedores. O ponto principal proposto, portanto, foi a criação de um banco internacional que teria atuação anticíclica por meio das transferências de reservas internacionais de países superavitários para os deficitários.

Após a Segunda Guerra Mundial, as mudanças no arranjo financeiro internacional introduziram o regime de Bretton Woods5; porém, a versão final não encampou totalmente as ideias defendidas por Keynes. Bretton Woods apoiava-se no padrão monetário dólar-ouro, câmbio fixo (mas ajustável quando a conjuntura econômica demandar) e controle de capital, com limitada mobilidade de capital e autonomia para políticas econômicas nacionais. Cabe elucidar que as moedas nacionais estavam agora atreladas ao dólar e sob câmbios fixos, e que a única moeda conversível em ouro era o próprio dólar. Estavam encerrados o laissez-faire de cunho liberal e o regime do Padrão-Ouro. O período de Bretton Woods constitui uma fase importante para a autonomia e desenvolvimento econômico das nações. Cabe ressaltar a inserção da periferia capitalista na economia mundial por meio de processos de industrialização.

Nesse contexto, deu-se a criação do Banco Mundial – Banco internacional de reconstrução e desenvolvimento (Bird) –, mecanismo multilateral de incentivo a projetos de desenvolvimento, do Fundo monetário internacional (FMI), instituição focada na gestão de liquidez e comportamento macroeconômico no âmbito internacional, e do General Agreement on Tariffs and Trade (GATT), gênese da Organização mundial do comércio (OMC), que mais tarde se volta para a discussão do processo progressivo de liberalização do comércio internacional.

O período de Bretton Woods caracteriza-se, portanto, por políticas nacionais fechadas com autonomia para operar políticas monetária e fiscal expansionistas, queda nas taxas de juros para estímulo aos investimentos privados, crescimento econômico, geração de empregos e consolidação do Welfare State (Estado de bem-estar social). É interessante notar que Bretton Woods foi uma exceção na evolução histórica do capitalismo mundial, não sendo possível compreender a natureza do capitalismo por esse momento de pujante avanço das políticas de demanda e inclusão social.

Os chamados Golden Years (1945–1968), após a Segunda Guerra Mundial, são marcados por significativos investimentos públicos6 e privados, que propiciaram rápido e prolongado crescimento econômico dos países capitalistas, com aumento de empregos, expansão das políticas sociais e avanço nos direitos humanos. O forte crescimento do setor industrial – sobretudo dos setores de metal-mecânica, química e petroquímica – foi atrelado a extensa pauta de pesquisa e desenvolvimento. Verificaram-se crescentes impactos intersetoriais entre agricultura, indústria, comércio e serviços, e avanços na diversificação estrutural dos processos de investimento, produção, comercialização e consumo, destacando-se o setor de bens de consumo duráveis.

No final dos anos 1960, com a crise no sistema financeiro internacional e o fenômeno da estagflação (estagnação econômica com inflação) em muitos países, surgiram fortes pressões, sobretudo dos EUA, para mudanças na política macroeconômica internacional. Bancos privados dos EUA migraram para a Europa, a fim de evitar as regulamentações de seu país, e expandiram as operações ativas com créditos ao Terceiro Mundo.

Enquanto o sistema financeiro internacional de Bretton Woods acompanhava o comércio e a indústria no contexto de desenvolvimento econômico, a partir de 1968 se iniciou uma nova fase, na qual o sistema financeiro adquire caráter profundamente especulativo com a flexibilização das finanças internacionais. Milton Friedman7 cumpre papel importante nessa nova conjuntura, com sua “revolução monetarista”. Ele é considerado o ideólogo da flexibilização e desregulamentação dos mercados, das políticas monetárias de defesa da estabilidade de preços e do câmbio flutuante. Nesse sentido, lança os pilares de um novo consenso em relação à gestão macroeconômica e ao funcionamento dos mercados, o qual se tornará central nas próximas décadas.

De fato, a partir dos anos 1980, segundo Caporale Madi (2004), o novo consenso macroeconômico ganha força ao sustentar valores como câmbio flutuante, mobilidade de capitais, metas de inflação e superavit fiscal, enfim, um novo consenso que não prioriza o crescimento, ao revés, estimula a especulação financeira. Nesse contexto, as regras de governança macroeconômica (no contexto de mercados globalizados) comprometem o poder e a autonomia dos estados nacionais na condução de políticas econômicas, o que gera elevação do grau de incertezas nos investimentos.

O funcionamento dos arranjos financeiros internacionais na Globalização fundamenta-se em condições de governança global que podem ser resumidas nos cinco pontos centrais que caracterizam o assim chamado novo consenso macroeconômico de inspiração neoliberal:

Flexibilidade de preços: A rigidez de preços é considerada uma falha de mercado que faz desviar a relação preço-quantidade do equilíbrio de pleno emprego. Nas entrelinhas, a verdadeira intenção é atacar o custo do trabalho, pois ele se configura como o mais rígido de todos os preços em função das leis que conferem direitos trabalhistas; com a flexibilização do mercado de trabalho (ou das leis trabalhistas), haverá redução de custos (e direitos) e obtenção de mais lucros capitalistas.

Crescimento endógeno: Defende-se a noção de que a oferta é que garante a demanda, apoiada na Lei de Say, oriunda da economia clássica. Em outras palavras, a oferta é suficiente para regular a vida econômica, sem a necessidade de políticas de demandas ou políticas anticíclicas, por isso o Estado deve cumprir apenas papel regulador, pois o livre mercado garante crescimento endógeno e não precisa de intervenção. Coloca-se a valorização de políticas de oferta, com destaque para educação e capacitação. Nas entrelinhas, o problema do desemprego parece ser a falta de mão de obra escolarizada e qualificada, e não a conjuntura estrutural. Vê-se aqui novamente a distância em relação ao regime de Bretton Woods, que ensejava o ideal keynesiano de que a demanda é que gera a oferta, sob forma planejada pelo Estado, dada a insuficiência de demanda efetiva em mercados autorregulados.

Estabilidade de preços: O Novo consenso macroeconômico aceita um mínimo de inflação por meio das metas de inflação, assim como aceita o trade off emprego-inflação no que se refere à taxa natural de desemprego. A noção de “expectativas racionais” pressupõe que os agentes são racionais e vão buscar maximizar lucros e produtividades se tiverem credibilidade no modelo de metas de inflação, que na verdade é um mecanismo coordenador de expectativas formulado pelo Banco Central. Contudo, as políticas deflacionárias de demanda atuam como forte restrição ao investimento (sob o argumento defensivo de se evitar a inflação) na busca de drenagem de capital para o sistema financeiro globalizado.

Ênfase à política monetária em detrimento à política fiscal: Defende-se que o Estado não pode gastar mais do que arrecada para atingir o equilíbrio fiscal, cumprir metas de superavit primário e honrar dívidas nacionais. Caso o Estado assim não proceda, gera-se um clima de incerteza que pode afugentar a atividade privada. A política monetária, por meio das regras de juros, subordina o alcance da política fiscal. Na prática, a política econômica restringe-se somente às taxas de juros orientadas pelas metas de inflação, sem foco num processo estratégico de desenvolvimento.

Papel do Estado: Defende-se a visão de que o Estado deve somente regular e corrigir falhas de mercado, sem assumir atribuição interventora para garantir investimentos ou políticas de demanda, mas apenas atuar em falhas de mercado ou em políticas de oferta. Em outras palavras, o Estado deve garantir as condições de valorização do capital na esfera produtiva ou financeira.

Para Carneiro (2002), a Globalização é a resultante da interação de dois movimentos básicos: no plano doméstico, da progressiva liberalização financeira, e no plano internacional, da crescente mobilidade de capitais. Para o autor, está implícita a ideia de que a Globalização produtiva, embora não irrelevante, é um fenômeno subordinado à globalização financeira, que pressupõe ganhos especulativos, isto é, a valorização do capital não precisa passar, necessariamente, pela produção. Vê-se aqui a diferença fundamental em relação ao regime de Bretton Woods, associado ao Estado de bem-estar social e à criação de empregos. Especulação financeira e geração de empregos não formam, de fato, um dueto compatível. Ainda de acordo com Carneiro (2002), o grau de liberdade do movimento de capitais é um dos elementos centrais na definição de um sistema monetário internacional, sendo também relevantes o regime cambial (fixo ou flutuante) e o grau de autonomia da política econômica nacional (Figura 1).

Figura 1. Combinações dos três regimes financeiros internacionais.

Fonte: Carneiro (2002).

A partir da Figura 1, que apresenta combinações quanto a aspectos característicos dos arranjos financeiros internacionais, é possível analisar suas condições de sustentabilidade econômica. Caporale Madi (2004) e Carneiro (2002) ressaltam que as tensões existentes na combinação entre livre mobilidade de capitais, estabilidade do regime cambial fixo e autonomia nas políticas econômicas nacionais são tratadas na literatura econômica como a “trindade impossível”. Somente a combinação entre a livre mobilidade de capitais e a taxa de câmbio flutuante, a princípio, parece preservar alguma autonomia às políticas econômicas nacionais; contudo, Carneiro (2002) e Eichengreen (2000) alertam que essa combinação não considera a hierarquia de moedas, em que o dólar é a moeda de referência das transações internacionais. A partir do “núcleo” dólar, dada a existência de livre mobilidade de capitais, formam-se as demais taxas de juros e câmbio do sistema. Dessa forma, ao considerarmos tal hierarquia, tensões quanto à instabilidade das moedas podem ser apreendidas mesmo no câmbio flutuante.

A Figura 2 também representa aspectos do funcionamento do sistema monetário internacional considerando a interação entre três categorias: moeda reserva (dólar), moedas conversíveis (países centrais) e moedas não conversíveis (países periféricos). As taxas de juros domésticas, determinadas pelos bancos centrais nacionais, serão mais baixas no país detentor da moeda nuclear dólar (EUA), pois ela transmite mais confiança aos detentores de capital. À medida que nos afastamos do núcleo, as taxas de juros vão se elevando, porque as demais moedas transmitem menos confiança aos investidores (setas inferiores da Figura 2). Similarmente, os detentores de capitais da periferia aceitam taxas de remuneração menores para investirem em moedas mais fortes (seta superior da Figura 2). Assim, paradoxalmente, configuram-se: a) taxas de juros mais baixas nos países mais ricos que necessitam de investimentos de reposição dada a sua base produtiva já estruturada; b) taxas de juros mais altas nos países mais pobres que necessitam de amplos investimentos para completar sua base produtiva. É também bastante importante frisar que a livre mobilidade de capitais impede os países periféricos de deprimirem substancialmente os juros, pois isso provocaria grande fuga de capitais e comprometimento de seus equilíbrios fiscais e balanços de pagamentos (CARNEIRO, 2002; EICHENGREEN, 2000).

Figura 2. Taxas de juros do sistema monetário internacional da Globalização.

Fonte: Carneiro (2002).

Carneiro (2002) pontua uma questão fulcral acerca da Globalização: ela significa fluxos de capitais descolados de fluxos reais de comércio ou de Investimento direto estrangeiro (IDE). Para o autor, a Globalização liberaliza amplos fluxos de capitais, com colossais e simultâneas entradas e saídas de capitais dos estados nacionais, fenômeno que permite ganhos especulativos de curto prazo com moedas e juros. Sem dizer que qualquer evento interno ou externo pode drenar o capital de um país em minutos e comprometer seu balanço de pagamentos.

A retomada de fluxos de capitais em direção aos países periféricos, desde a Globalização vigente nos anos 1990, só tem paralelo quantitativo no Padrão-Ouro. Todavia, em termos qualitativos, os fluxos dos dois regimes, intercalados por Bretton Woods, em muito diferem, pois enquanto outrora os fluxos de capitais – baseados, principalmente, em Investimentos Diretos Estrangeiros (IDE), produção de commodities e infraestrutura demandada pela produção de commodities – se assemelhavam aos fluxos de comércio exterior, atualmente ganha força o fluxo especulativo não produtivo.

Há de se ressaltar a importância de alguns aspectos do processo de subdesenvolvimento dos países periféricos para melhor entendimento das particularidades brasileiras na sua recente adesão neoliberal. Conforme menciona Furtado (2000), a industrialização na Europa, a partir do século 18, modificou definitivamente a economia internacional e condicionou decisivamente os processos de desenvolvimento de todas as regiões do mundo. O autor expõe três linhas nesse processo evolutivo. A primeira linha é marcada pelo desenvolvimento dentro do continente europeu, que assume formas de desorganização da economia artesanal pré-capitalista a um nível mais alto de produtividade. É nítida a existência de duas fases dentro dessa primeira linha, a primeira de liberação mais rápida de mão de obra do que de absorção (dando elasticidade ao ativo trabalho) e a segunda de esgotamento da oferta dessa mão de obra. A segunda linha define-se pelo deslocamento ultramar de suas fronteiras de mão de obra, capital e tecnologias para regiões desocupadas similares à Europa e com abundância de recursos naturais, conferindo rapidamente alta produtividade e elevado nível de vida (América do Norte e Oceania). A terceira linha envolve a expansão da economia industrial europeia em direção às regiões já ocupadas com sistemas econômicos pré-capitalistas, com interesse na abertura do comércio exterior de matérias-primas (América Latina, África e Ásia).

Desse modo, o subdesenvolvimento é um processo histórico de divisão internacional do trabalho, e não uma etapa temporária para alcance do desenvolvimento. A empresa capitalista que penetra na estrutura pré-capitalista não se vincula a ela, pois os processos de geração de demanda, renda e produtividade não se integram à economia local.

Furtado (2000) afirma que nos países centrais crescem as empresas que controlam o comércio exterior e os processos de inovação. Por sua vez, a economia dos países periféricos cresce baseada no sistema primário exportador e na substituição de importações (quando ocorre a industrialização). De forma geral, o autor evidencia que o fraco dinamismo dos países subdesenvolvidos se dá apoiado no mercado externo, isto é, seus processos de decisão sobre o desenvolvimento baseiam-se em fatores exógenos, ao passo que o desenvolvimento dos países centrais se caracteriza por variáveis endógenas.

No caso do Brasil, tivemos várias economias regionais primárias exportadoras isoladas (sem integração nacional) até 1930, iniciando-se com o açúcar e algodão do Nordeste nos séculos 16 e 17, o ouro de Minas Gerais no século 18, o café do Vale do Paraíba no século 19, a borracha da Amazônia e o café do oeste paulista na virada do século 19 para o 20. Com exceção do café do oeste paulista, os modelos primários exportadores não promoveram grandes processos de investimento local, constituindo-se paradigmas de desenvolvimento para fora, com apogeu e decadência condicionados a fatores externos. Esses modelos também não promoveram inversões de capitais arrecadados para mudanças estruturais estratégicas, conforme fizeram os países desenvolvidos, pois essas economias eram meras extensões das economias externas. A exceção é o caso do café do oeste paulista que, diferentemente dos modelos anteriores, trocou a mão de obra escrava pela de migrantes europeus assalariados, estabeleceu relações capitalistas de produção e constituiu mercado interno. O capital arrecadado com o café do oeste paulista foi invertido em outras atividades (por exemplo, construção de estradas de ferro e indústrias e urbanismo) que dinamizaram e conferiram mais autonomia à economia local frente aos preços internacionais de commodities. Embora a economia paulista tenha sofrido grande impacto com a forte queda dos preços do café no mercado internacional, em virtude da quebra da Bolsa de Nova York em 1929 e o fenômeno da Depressão Econômica nos anos 1930, a heterogeneidade estrutural, criada com inversões estratégicas em diversificação produtiva, propiciou-lhe avançar em meio à crise mundial.

Cano (2000), ao explicar o retrocesso da soberania e da política econômica na América Latina após 1979, lembra que a crise de 1929 constitui uma importante ruptura (ainda que parcial) no padrão de acumulação primário exportador da região, pois, no período 1929–1937, muitos países latino-americanos, como Brasil (sob a ditadura Vargas), Argentina e México, optaram pela desvalorização e controle do câmbio, suspensão do pagamento da dívida externa e elevação de tarifas de importação, tendo em vista a necessidade de se desenvolverem de forma mais soberana (face à crise externa).

No caso brasileiro, entre 1937 e 1945, já no Estado Novo varguista, houve grande percepção nacional sobre as reais possibilidades no avanço da industrialização, com consolidação da indústria de bens leves, como a de alimentos, vestuário e calçados, e crescimento de alguns segmentos industriais mais avançados, como os de química, metalurgia e siderurgia. Com a expansão da urbanização, há também aprimoramentos na administração pública e apoio político à massa de trabalhadores (CANO, 2000).

No período 1945–1955, aproveitando a Guerra Fria, o Estado brasileiro imprimiu realizações estratégicas, tais como: a) criação da Petrobrás para exploração estatal do petróleo; b) produção de aço e químicos básicos; c) investimento em infraestrutura; d) criação de bancos públicos, com destaque para o Banco nacional de desenvolvimento econômico (BNDE), no intuito de fomentar o setor privado e as obras de transporte, energia e telecomunicações (CANO, 2000).

O período 1955–1973, como fora exposto anteriormente, representa o auge e o esgotamento de um longo período de crescimento dos países desenvolvidos, que passam a exportar capital, a fim de expandir suas posições estratégicas nos países periféricos. Já na América Latina e, em especial, no Brasil, com o Plano de metas de JK (1956–1960) e II Plano nacional de desenvolvimento de Geisel (1974–1979), o período é de fortalecimento do ideal nacional-desenvolvimentista. A administração pública recebe novos aprimoramentos de gestão e planejamento e os sistemas nacionais de informações são melhorados. Nesse contexto, deu-se o crescimento de movimentos críticos e o surgimento de lutas políticas por reformas de base agrária, urbana, regional, tributária, financeira, administrativa, judiciária e política. De fato, as mazelas sociais e os obstáculos à continuidade do processo de industrialização (inflação, finanças públicas, opções de financiamento e balanço de pagamentos) fazem crescer os movimentos contestatórios brasileiros (CANO, 2000).

O período 1973–1979 é marcado por choques do petróleo (1973 e 1979), grande desaceleração da industrialização, alta inflação e elevação do deficit de transações correntes da balança de pagamentos, ainda que a pauta de exportações já demonstrasse presença mais relevante de produtos manufaturados. A grande marca da década de 1970 foi o forte endividamento externo brasileiro e latino-americano, e, apesar dos desperdícios (corrupção entre eles), ainda houve financiamento de importantes projetos nacionais, por exemplo agroindústria, insumos, infraestrutura e petróleo (CANO, 2000).

Os países latino-americanos, enclausurados nas condições impostas pelas suas dívidas externas contraídas até os anos 1970, foram “laçados” à globalização produtiva, comercial e financeira ao aderir à aplicação de programas macroeconômicos de estabilização no contexto de uma nova governança global, marcada pelo Novo consenso macroeconômico. Quanto às relações “Estado-Mercado” no Brasil, Carneiro (2006) frisa que três períodos merecem destaque: o primeiro de 1990 a 1998 – gestões de Fernando Collor, Itamar Franco e primeiro mandato de Fernando Henrique Cardoso (FHC) –, de desmonte do nacional-desenvolvimentismo; o segundo de 1998 a 2002 – segundo mandato de FHC –, de aprofundamento das reformas liberais (com forte processo de privatizações e políticas sociais compensatórias); o terceiro de 2003 a 2010 – dois mandatos de Luís Inácio Lula da Silva –, de manutenção da política monetária (apesar da relativa queda nas taxas de juros) e redirecionamento para uma política fiscal expansionista (com indução de investimentos e expansão das políticas sociais compensatórias). Em geral, nesses três períodos, a estratégia patrimonial básica constituiu-se em criar oferta de ativos altamente rentáveis para atrair fluxos de capitais.

É importante relembrar que o Plano Real foi adotado em 1994, num período de alta liquidez internacional, no qual os enormes fluxos de capitais resultaram em forte apreciação da taxa de câmbio da nova moeda brasileira (relação 1:1); no entanto, com a crise asiática em 1997, esse ciclo reverteu-se, com ampla fuga de capital do Brasil (e de países periféricos) em razão do ambiente especulativo de incerteza. Farhi (2006) mostra que, em janeiro de 1999, as crises cambiais associadas à reversão dos fluxos de capitais especulativos levaram à adoção do câmbio flutuante pelo governo FHC. Por definição, nesse regime cambial, quanto menor for a interferência das autoridades monetárias nas operações com divisas, maior será a influência dos mercados financeiros globalizados na determinação da taxa de câmbio e dos preços dos ativos financeiros domésticos.

Nas economias que adotaram a livre circulação de capitais e o câmbio flutuante, as súbitas mudanças de expectativas que caracterizam a lógica dos mercados financeiros acentuaram a inter-relação entre taxa de juro e câmbio. Desde a adoção brasileira do regime de câmbio flutuante, houve sucessivos ataques especulativos que levaram o real e os preços dos ativos nacionais a se desvalorizarem, seguido de fases de otimismo, nas quais moeda e ativos se apreciaram acentuadamente. Essa “perigosa gangorra” de ganhos e perdas ocorre e aumenta por causa da subordinação das políticas cambial, monetária e fiscal ao mercado financeiro internacional.

Farhi (2006) expõe que com a adesão brasileira (e de outros países periféricos) ao elevado grau de abertura financeira, a taxa de câmbio passa a ser determinada pelos mercados financeiros globalizados8, enquanto, no regime de câmbio administrado, a taxa de câmbio é resultante da correlação de forças entre a autoridade monetária nacional e os mercados financeiros internacionais. A estrutura de formação de preços no Brasil, sob o regime de metas de inflação, faz com que a taxa de câmbio volátil tanto ocasione choques de oferta e oscilações nos preços das commodities exportadas pelo País, como eleve os preços dos serviços privatizados balizados pelo Índice de preços ao consumidor amplo (IPCA)9 (sensível à taxa de câmbio). Caso haja alta de preços acima do previsto pelas metas de inflação, o governo eleva a taxa de juros, controla o preço e abdica do desenvolvimento.

Prates (2006) argumenta que, se por um lado, a pauta exportadora brasileira revelou-se funcional por causa das características da expansão econômica da China, da alta dos preços de commodities e da recuperação da economia internacional após 2002, por outro lado, a manutenção da importância de commodities primárias na pauta de exportação brasileira reproduz nossas fragilidades estruturais e nosso baixo dinamismo econômico.

Enfim, esse é um debate infindável que não só demonstra a posição dos defensores de uma proposta de desenvolvimento, na qual se insere a pauta de “desenvolvimento sob bases sustentáveis” que dá forma à economia ecológica10, como também a dos defensores de uma proposta de estabilidade econômica absoluta ou de “contradesenvolvimento”, na qual se insere a pauta especulativa dos sistemas financeiros na valoração dos recursos naturais e serviços ambientais como bens comercializáveis em mercado, que dá forma à economia ambiental11. O próximo capítulo traz essas diferentes abordagens.

Referências

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Capítulo 3
Economia do meio ambiente1

Luciano Mattos

Ademar Ribeiro Romeiro

Marcelo Hercowitz

Para a escola clássica, a economia é o estudo do processo de produção, distribuição, circulação e consumo dos bens e serviços; para a corrente neoclássica, a economia é definida como a ciência das escolhas ou preferências via meios da alocação para atingir determinado fim (qualquer que seja este último); e para a escola keynesiana, a economia é o estudo das condições institucionais que levam à instabilidade do capitalismo e vão condicionar a ação do Estado.

Qualquer que seja a opção ideológica ou linha de pensamento econômico assumida, Martínez Alier (1998) ressalta que a economia, sob o ponto de vista ecológico, não tem um padrão de medida comum para valorar as externalidades e conceber políticas de desenvolvimento econômico2 com sustentabilidade ambiental. Desse modo, no debate ambiental aliado aos processos de desenvolvimento econômico, os economistas ficam sem teoria de valor, e consequentemente as avaliações das externalidades são tão arbritrárias que não podem servir de base para políticas ambientais. Ao crescer a consciência ecológica, a avaliação econômica torna-se uma pequena ilha que apenas flutua em um mar de externalidades invaloráveis. Por sua vez, as políticas ambientais não podem se basear unicamente em uma pretendida razão ecológica, já que a ecologia, sob o ponto de vista econômico, não pode explicar as diferenças de produção e consumo de energia e materiais (nada irrelevantes para a questão ambiental) ou interpretar a distribuição territorial e desigualdades sociais, espaciais e temporais da espécie humana no uso dos recursos naturais.

Um dos principais desacordos entre a economia e a ecologia, sob o ponto de vista ecológico, deriva do fato de que a natureza tem processos cíclicos, enquanto os sistemas produtivos são pensados linearmente, sem considerar que todo sistema tem entradas e saídas (Figura 1). As atividades econômicas extraem recursos naturais e transformam-nos em produtos e resíduos, em seguida transacionam esses produtos aos consumidores, que descartam ainda mais resíduos depois do consumo. Nos sistemas produtivos lineares, o ativo “capital” renova-se pela acumulação de capital e o ativo “trabalho” renova-se com a remuneração salarial (sob mais-valia), mas o ativo “terra”, provedor dos recursos naturais, não se renova (ou se renova em parte), sendo transformado em resíduo de produção e consumo, sob desfrute marginal atual superior ao desfrute marginal futuro, isto é, a utilidade de uma unidade de terra hoje, um hectare, por exemplo, é maior que a utilidade de uma unidade de terra no futuro (Figura 2). Os padrões sustentáveis de produção e consumo precisam ser cíclicos, iguais aos processos da natureza, com desfrute marginal atual igual ao desfrute marginal futuro (Figura 3).

Figura 1. Desacordo entre economia e ecologia

Figura 2. Economia dos sistemas produtivos lineares.

Figura 3. Ecologia dos processos naturais cíclicos.

Entretanto, não se deve confundir a cobrança de Martínez Alier (1998), para que a economia se converta de sistemas produtivos lineares em padrões cíclicos de produção e consumo que imitem os processos da natureza, com as ideias expostas por Kalecki (1977) de que a economia é naturalmente cíclica, isto é, os ciclos econômicos (crescimento seguido de recessão, recessão seguida de depressão, depressão seguida de crescimento, e assim sucessivamente) no tempo são inerentes ao capitalismo, estando associados às incertezas. Portanto, para o pensamento kaleckiano, a expansão econômica do capitalismo cria a semente da sua depressão, em razão das fragilidades financeiras associadas às mudanças dos valores dos ativos3.

Da mesma forma, a conversão de sistemas produtivos lineares em padrões cíclicos de produção, que vise garantir a capacidade do meio ambiente de prover e renovar recursos naturais, também não se resolve somente com a abordagem schumpteriana de inovações (que de maneira perspicaz trata o capitalismo como a Destruição Criadora), pois neste texto não se aborda o “desenvolvimento econômico com sustentabilidade ambiental” simplesmente como processo evolutivo, mas como mudança de processo. Em outras palavras, há a preocupação de alertar os profissionais de meio ambiente para debates futuros, nos quais, não raramente, alguns economistas (de qualquer linha de pensamento) reduzem a gravidade da dicotomia vigente entre economia e meio ambiente (que para a economia ecológica não precisa ser dicotômica), ao salientar que a solução para a sustentabilidade está somente em processos produtivos inovadores (ainda que deles não posso prescindir). As inovações na lógica schumpteriana advêm da necessidade econômica de diminuir o custo unitário do produto com novas tecnologias, diferenciar um produto do concorrente ou criar um novo produto, e não de garantir a capacidade do meio ambiente de prover ou renovar recursos naturais e assimilar resíduos. A inovação tecnológica é um item fundamental para a questão ambiental, mas não o único.

Mas como relacionar então economia e meio ambiente? Para Romeiro (1999), em contraste com a diversidade de proposições criativas de políticas ambientais, poucas são as análises das condições objetivas que permitam a implementação delas e que induzam a quebra do status quo criado pela tendência de pensamento econômico dominante (mainstream). Uma determinada concepção de desenvolvimento sustentável, para o autor, demanda mudanças institucionais profundas que se chocam com a lógica atual do processo de acumulação de capital e com os padrões de consumo correspondentes.

Uma condição objetiva que torna essas mudanças possíveis é a aplicação do Princípio da precaução, que representa um tipo de inovação institucional capaz de impor restrições suficientemente severas à atual racionalidade econômica, de forma a submetê-la a uma nova racionalidade baseada em valores culturais distintos (ROMEIRO, 1999). Era o que deveria ter sido aplicado, caso a caso, desde o ano de 2004, no debate político brasileiro sobre organismos geneticamente modificados (OGMs), que se reduziu à pobre polêmica do “sim” ou do “não”. Os defensores da aprovação dos OGMs argumentam que nada se provou quanto ao impacto da tecnologia sobre a saúde humana ou o meio ambiente, por isso a lei deve vigorar; ao mesmo tempo os refratários alegam que nada se provou quanto ao não impacto, portanto, a lei não deve vigorar. Na prática, o mesmo argumento é usado para defender interesses econômicos e ecológicos distintos, num debate eminentemente político e sem aprofundamento técnico balizador para ambas as posições.

Romeiro (1999) lembra que o conceito de desenvolvimento sustentável surgiu, pela primeira vez, com o nome de ecodesenvolvimento, no início da década de 1970, e caracterizou-se como uma resposta à polarização exacerbada pela publicação do relatório “Limites do Crescimento” do Clube de Roma4, que opunha partidários de duas visões distintas sobre as relações entre crescimento econômico e meio ambiente. De um lado, o que o autor denomina de “possibilitas culturais” ou “tecno-cêntricos radicais”, para os quais os limites ambientais ao crescimento econômico são mais que relativos, diante da capacidade inventiva da humanidade. Vê-se até aqui uma justificativa schumpteriana, sem poder assim classificá-la adiante, pois já ingressa no contexto socioambiental não abordado por Schumpeter (1984), considerando o processo de crescimento econômico como uma força positiva capaz de eliminar, por si só, as disparidades sociais com um custo ecológico tão inevitável quão irrelevante diante dos benefícios obtidos. E de outro lado, os denominados por Romeiro (1999) de “deterministas geográficos” ou “ecocênticos radicais”, para os quais o meio ambiente apresenta limites absolutos ao crescimento econômico, e a humanidade estaria próxima da catástrofe se mantidas as taxas observadas de expansão da extração de recursos naturais – esgotamento – e de utilização da capacidade de assimilação do meio – poluição.

O conceito de ecodesenvolvimento emerge nesse contexto como uma proposição conciliadora, em que se reconhece que o progresso técnico efetivamente relativiza os limites ambientais, mas não os elimina, e que o crescimento econômico é condição necessária, mas não suficiente para a eliminação da pobreza e das disparidades sociais. Assim, a proposição de que é preciso intervir no processo de desenvolvimento econômico e direcioná-lo, de modo a conciliar eficiência econômica, equidade social e prudência ecológica, passa a ter uma razoável aceitação. Contudo, de maneira previsível, as divergências continuam no que concerne aos mecanismos de intervenção, as quais estão relacionadas, principalmente, ao entendimento do inevitável trade off entre crescimento econômico e meio ambiente, isto é, à compreensão de que o crescimento econômico afetará, em certa medida, o meio ambiente, assim como o último impõe restrições ao primeiro (ROMEIRO, 1999).

Cabe lembrar que o presente debate sobre o trade off entre crescimento econômico e meio ambiente não é o primeiro que questiona a lógica mundial estritamente econômica. A passagem do regime do Padrão-Ouro, a partir do repensar do laissez-faire, para o de Bretton Woods, que constituiu o Estado de bem-estar social (Welfare State), pode ser considerada o primeiro grande trade off após a Revolução Industrial, pois questiona a relação dicotômica entre o econômico e o social. Nos tempos atuais, o trade off entre economia e meio ambiente, de igual modo, não é algo consensual entre as linhas de pensamento econômico. Que se deve preservar e conservar o meio ambiente todos parecem concordar (ou pelo menos assumir o discurso, para não ser politicamente incorreto ou démodé), mas o consenso encerra-se aí. Quando os pioneiros do “ecodesenvolvimento” cunharam esse termo na década de 1970, o mundo vivia a incipiente passagem do regime de Bretton Woods para o Novo consenso macroeconômico. Com o sentido nacional-desenvolvimentista ainda presente, passou a ser necessária a harmonia entre o econômico, o social e o ambiental, porém, atualmente, a fortíssima orientação de livre mercado aguça o trade off entre economia e meio ambiente, elimina o social desse contexto, expurga o papel do Estado e subtrai a sustentabilidade ambiental ao tratá-la com base na lógica de mercado. Essa diretriz é seguida pelos economistas ambientais, enquanto os economistas ecológicos, entretidos no trinômio econômico, social e ambiental, têm de inevitavelmente sugerir o repensar do papel planejador do Estado e dos padrões produtivos privados.

As dificuldades do entendimento entre economia, sociedade e meio ambiente não se apresentam somente nas quase intermináveis (e por vezes entediantes) definições de desenvolvimento sustentável, mas também, e talvez de forma predominante, nas diferentes interpretações (ou intenções nelas embutidas) de uma mesma definição. O Relatório Bruntland (COMISSÃO MUNDIAL SOBRE MEIO AMBIENTE E DESENVOLVIMENTO, 1988), publicado em 1987, tem a definição mais vulgarizada (mas não necessariamente a mais clara, ao revés, bastante superficial e dúbia5), quando define desenvolvimento sustentável como “aquele que satisfaz as necessidades atuais sem sacrificar a habilidade do futuro satisfazer as suas”.

Martínez Alier (1998) notabiliza-se como um dos maiores críticos ao Relatório Bruntland, por este trazer a associação entre pobreza e meio ambiente. Para o autor, as relações entre riqueza e degradação ambiental são diversas, segundo o indicador escolhido e, portanto, há argumentos para todos os gostos. Por exemplo, as emissões de dióxido de enxofre aumentam com a industrialização, porém, diminuem quando o país é mais rico, e instalam-se filtros, por causa da introdução de leis e sanções ambientais, nas centrais térmicas ou nas fundições de metais. Outro exemplo, a qualidade da água é inferior nos países pobres e aumenta com a riqueza, no entanto, o consumo de água também aumenta com a riqueza, desse modo, os aquíferos esgotam-se nos países ricos, e em zonas costeiras salinizam-se pela intrusão de água marinha. Outros exemplos a destacar são os casos das emissões de dióxido de carbono (tão em voga) e óxidos de nitrogênio (tão grave, mas bem menos debatido que o primeiro), que aumentam com a riqueza; também o lixo doméstico, cuja composição é menos reciclável quanto mais alto for o nível de vida.

Ao se selecionar alguns indicadores, há a argumentação de que a desregulamentação de mercado é boa para o meio ambiente e, de fato, assim tem se posicionado a Organização mundial do comércio (OMC) das Nações Unidas, exposta à crítica dos economistas ecológicos contra os excessos do livre comércio. Para a OMC, o comércio liberalizado faz crescer a economia e isso resolve os problemas ecológicos. Nessa afirmação está implícita a ideia de que as barreiras ambientais são totalmente transponíveis pela ciência e tecnologia. A principal mensagem do Relatório Bruntland foi precisamente de que a pobreza é a causa da degradação ambiental e daí a explícita (e imprópria) recomendação de um caminho de crescimento econômico de três por cento ao ano no Sul e no Norte.

O crescimento econômico, meramente rebatizado de “desenvolvimento sustentável” (ou, nos termos atuais do Novo consenso macroeconômico, de “desenvolvimento sustentado”) é um “remédio” (usando o termo irônico de Martínez Alier (1998)) ao mesmo tempo contra a pobreza e contra a degradação ambiental (a suposta consequência da pobreza). Assim, o Relatório Bruntland relegou ao segundo plano a redistribuição de renda.

Mas o que de fato significa o desenvolvimento sustentável? Existem duas correntes básicas de interpretação econômica, economia ambiental e economia ecológica. Para explicá-las, será traçada uma breve linha cronológica do pensamento econômico, em que é possível constatar um ciclo que tem início nos pensamentos clássicos e marxistas (que em muito diferem) e que retorna à origem com o surgimento de uma das correntes da economia do meio ambiente, a economia ecológica, evidentemente, guardadas suas diferenças, épocas e contextos históricos.

Os economistas clássicos, principalmente Ricardo e Malthus, e marxistas consideravam a renda de qualquer atividade produtiva oriunda de três tipos de ativos de produção: terra (recursos naturais), trabalho (recursos humanos) e capital (recursos monetários). Mas os economistas neoclássicos do laissez-faire, ao tratarem a economia dentro de uma racionalidade meramente industrial, reduziram o ativo terra de seus modelos (assumindo-a como resultado da aplicação do capital para adquiri-la) e concentraram-se somente em trabalho e capital, como se a terra, fonte de recursos naturais, não tivesse importância para prover o funcionamento da indústria e da própria economia6. Com o Novo consenso macroeconômico, os economistas neoclássicos trazem um enfoque ainda mais reduzido, isto é, a exemplo do caso do ativo terra, consideram o ativo trabalho também como secundário, já que a economia de ativos financeiros não necessita, necessariamente, do trabalho para gerar acumulação capitalista (GROPPO, 1991; MATTOS et al., 2001; SEBILLOTTE, 1982).

Todavia, o ciclo toma o “caminho de volta” nos últimos anos, ao rebatizar os ativos terra, trabalho e capital como capital natural, capital social e capital monetário, respectivamente. Primeiro veio a inserção do capital social (ou reinserção do trabalho) nas abordagens de desenvolvimento econômico (MATTOS et al., 2001). Para Abramovay (2001), a recente incorporação do termo capital social ao vocabulário das instituições internacionais de desenvolvimento é um sinal dos tempos, em contraposição à ênfase dominante nos anos 1980, atrelada ao ideário do Consenso de Washington (documento de maior expressão no direcionamento neoliberal do mundo). O ativo capital social é o que vem sendo tratado nas ciências sociais como um conjunto de características, entre elas, confiança, normas e sistemas, que contribuem para aumentar a eficiência da sociedade, facilitando as ações coordenadas. Para o autor, o capital social é, antes de tudo, a resposta ao ceticismo neoclássico em relação à ação coletiva.

Não será atribuído simplesmente ao capital social uma forma de resposta aos neoclássicos, ainda que seja parte importante desse debate. Apenas conceber o capital social como meio fundamental para o desenvolvimento sustentável seria assinar embaixo os pressupostos neoliberais que determinam o papel meramente regulador dos Estados Nacionais. Dentro de uma ordem democrática que se deseja para todas as nações são fundamentais os papéis “planejador” e “interventor” do Estado7, para que prioridades sejam estabelecidas e executadas por meio de políticas públicas (e não simplesmente pela livre iniciativa privada). Isso, absolutamente, não significa estabelecer prioridades “de cima para baixo”, mas sob a coordenação do Estado, de modo a viabilizar meios paritários entre governo e sociedade nos processos de decisão e abrir espaços de proposição de políticas públicas de “baixo para cima” advindas da sociedade civil organizada e do setor privado. Com esse arcabouço institucional constituído, entra a relevante atuação do capital social no planejamento, execução e avaliação de políticas públicas como parceiro do Estado em cada localidade.

Mattos (2006) demonstra essa relação em estudo sobre agricultura familiar e serviços ambientais na Amazônia, ao analisar as dificuldades encontradas pelo Programa de desenvolvimento socioambiental da produção familiar rural (Proambiente) na gestão compartilhada entre governo e sociedade. Enquanto houve boa atuação governamental (2000–2004), na parte que lhe cabia a responsabilidade na gestão compartilhada supracitada, as metas do programa atribuídas ao “braço” da sociedade civil organizada foram satisfatoriamente atingidas em sete regiões onde havia mobilização e organização social prévia, isto é, onde estava constituído o capital social, porém, em quatro regiões com fragilidades na formação do capital social, mesmo com as condições governamentais oferecidas, não houve o avanço técnico-político planejado. No entanto, quando as ações governamentais se esvaziaram (a partir de 2005), tanto as regiões com capital social consolidado e as sem ele depararam-se com profundas dificuldades de execução (embora os mais organizados tenham conseguido ainda avançar em algumas metas, mas de maneira tímida e insuficiente para atingir suas demandas), evidenciando os limites que existem à ação coletiva da sociedade na ausência do Estado.

De acordo com Mattos et al. (2001), o retorno do ativo terra, ou capital natural, vem do reconhecimento de algumas linhas de pensamento econômico de que a evolução da economia humana não tem como fator limitante a tecnologia, mas o fornecimento constante dos recursos naturais. Como pondera Merico (1996), nossa relação com o ambiente natural encontrou uma barreira intransponível: os limites da biosfera. A mudança paradigmática em curso aparece como um elemento reorganizador dos processos econômicos, cujo eixo principal é a busca da sustentabilidade ambiental nos processos de desenvolvimento (sem dele abdicar). A crença de que o avanço tecnológico e o acúmulo de capital monetário são perfeitos substitutos para o capital natural é um dos pilares do pensamento econômico conservador que baliza a economia ambiental. Esse típico argumento econômico neoclássico cai por terra (agora não como ativo, mas como metáfora!) quando é inserida a questão de escala da economia em relação à capacidade de suporte dos ecossistemas, e percebe-se que o próprio crescimento econômico, além de certos limites, tem gerado custos muito elevados na reparação das externalidades ambientais, de forma que não há, em muitos casos, dinheiro suficiente ou tecnologia capaz de substituir os ganhos proporcionados pela preservação da biodiversidade, regulação climática, ciclo hidrológico, proteção da camada de ozônio e outros serviços ambientais. Assim, a orientação do crescimento econômico deve considerar os limites da biosfera.

Esse breve esclarecimento sobre a linha cronológica do pensamento econômico facilita a explicação sobre as correntes básicas de interpretação econômica – economia ambiental e economia ecológica –, ilustradas pelas Figuras 4a, 4b e 4c.

A Figura 4a ilustra a visão do sistema econômico não limitado por restrições ambientais, como disponibilidade e renovabilidade de recursos naturais ou capacidade de assimilação dos ecossistemas. Essa é a visão implícita inicialmente nos modelos neoclássicos8 de representação da realidade econômica, em que apenas são considerados os ativos de produção – capital e trabalho. A Figura 4b ilustra a maneira como a economia ambiental (neoclássica) incorpora o meio ambiente, sendo o sistema econômico apenas relativamente limitado pelas restrições ambientais, as quais seriam superáveis indefinidamente pelo progresso científico e tecnológico. A Figura 4c ilustra a economia ecológica, na qual o sistema econômico é visto como um subsistema de um todo que o contém, o meio ambiente, o qual impõe restrições absolutas à sua expansão, não somente superáveis pela aplicação de ciência e tecnologia, mas também por profundas mudanças institucionais e novos mecanismos econômicos (MATTOS; SANTOS, 2009; ROMEIRO, 1999, 2001).

Figura 4. Sistema econômico é central, sem abordagem ecológica (A); sistema econômico é central, com abordagem ecológica (B); sistema econômico não é central, com abordagem ecológica (C).

Fonte: Mattos (2010) e Romeiro (1999, 2001).

Para a economia ambiental (neoclássica), a escassez crescente de recursos naturais ou serviços ambientais traduz-se em elevação dos preços, como em qualquer situação de escassez de oferta ante a demanda – ou numa simples relação microeconômica de curva de oferta e demanda, de relação neoclássica unívoca e binária de preço-quantidade –, o que induz a introdução de inovações poupadoras ao meio ambiente.

Com base na suposição de que os mecanismos de mercado falham na valoração direta de bens públicos não transacionáveis em mercados (como recursos naturais e serviços ambientais), a economia ambiental introduz, como uma de suas ferramentas metodológicas, o conceito de “disposição a pagar”, via enquetes oficiais, à medida que a escassez ambiental aumenta. No entanto, a capacidade de julgamento dos indivíduos é socialmente condicionada pelos seus poderes econômicos e políticos e pelos interesses locais, e os preços de mercado refletem a escassez de cada recurso em particular, e não a escassez absoluta dos recursos em geral. Logo, a determinação de preços relativos mediante a “disposição a pagar” tem distorções insuperáveis, além disso, não observa a relevância da distribuição de renda e do acesso igualitário aos recursos naturais por todas as camadas da sociedade nos processos de desenvolvimento.

Assim, a economia ambiental parte da suposição de que toda externalidade, toda contribuição de um recurso natural ou de um serviço ambiental pode receber uma valoração monetária pelo mercado ou, se houver falhas, pode ter seu valor imputado pelo Estado. Para alcançar tal valoração, além da “disposição a pagar”, os economistas ambientais propõem, seguindo os achados do economista britânico Ronald Coase, a atribuição de “direitos de propriedade” sobre os recursos naturais e serviços ambientais, uma vez que confiam em que seus proprietários os troquem a preços idôneos.

A alternativa ideal para a economia ambiental, mas operacionalmente não factível, seria a definição de “direitos de propriedade” sobre todos os recursos naturais, de modo a criar o necessário mercado. Justificando o argumento com base na publicação The Problem of Social Cost do economista britânico Coase (1960), a ideia é que se os problemas ambientais são externalidades que decorrem do fato de que parte importante dos bens e serviços ambientais são recursos públicos, a atribuição desses direitos criaria um mercado para os bens e serviços e resolveria o problema independentemente de quem seja o proprietário (Teorema de Coase).

Por exemplo, uma empresa de papel e celulose descarta resíduos num rio e gera mortandade de peixes, a principal fonte de renda de uma comunidade de pescadores à jusante; sendo o rio um recurso público, os pescadores sofrem uma externalidade negativa, isto é, uma redução no nível de bem-estar, sem direitos a ressarcimentos. A atribuição pública de “direitos de propriedade” sobre o rio resolveria o problema, independentemente de quem seja o proprietário, a empresa ou a comunidade pesqueira. Hipoteticamente, caso os pescadores sejam os proprietários do rio, eles teriam o direito de exigir uma compensação pelas perdas sofridas. A empresa, por sua vez, faria um cálculo de custo-benefício sobre o que seria mais vantajoso: pagar integralmente a comunidade de pescadores pela extração pesqueira perdida ou investir no controle da poluição. Provavelmente, a solução mais econômica seria introduzir controles primários de resíduos (que têm um custo relativamente baixo comparado àqueles com controles secundários ou terciários) e pagar pelos efeitos atenuados da poluição restante. No caso oposto (e também hipotético), sendo a empresa a proprietária do rio, não há externalidades, por conseguinte, para continuarem a atividade de pesca na propriedade da empresa, os pescadores teriam de fazer o mesmo cálculo: pagar para a empresa introduzir controles ou sofrer os prejuízos financeiros com a queda na quantidade de peixes do rio.

O atrativo do que se convencionou chamar Teorema de Coase é a regulação dos conflitos ambientais pelo mercado, sem que sejam necessárias intervenções externas, nem que se defina politicamente o valor dos recursos naturais e dos impactos ambientais (MARTÍNEZ ALIER; ROCA JUSMET, 2001).

Outros economistas ambientais, como David Pearce e Kerry Turner, alegam que a proposição coaseana é operacionalmente inviável, entre outras razões, pelos custos de transação implicados (como o próprio Ronald Coase reconhece). A alternativa é o Estado intervir e atribuir valores aos bens e serviços ambientais de domínio público. Essa ideia provém do economista britânico Arthur Pigou, que, na década de 1920, propôs a internalização das externalidades pela atribuição de taxas aos bens públicos, cujo uso gerava as próprias externalidades. Os economistas neoclássicos recuperaram o esquema analítico “pigouviano” e aplicaram-no para tratar a problemática ambiental.

Em resumo, para a economia ambiental, as soluções ideais seriam aquelas que de algum modo criassem as condições para o livre funcionamento dos mecanismos de mercado; seja diretamente, eliminando o caráter coletivo dos bens e serviços pela definição de “direitos de propriedade” sobre eles (negociação coaseana), seja indiretamente, pela valoração econômica deles e pela imposição de valores pelo Estado (precificação pigouviana) (Figura 5) (ARROW et al., 1995; ROMEIRO, 1999, 2001).

Figura 5. Negociação coaseana e taxas pigouvianas.

Fonte: Daly e Farley (2000).

Sob o ponto de vista analítico, é interessante notar que o conceito de “disposição a pagar”, em que se baseia a economia ambiental, insere o meio ambiente no sistema econômico “posteriormente ao impacto” (ex post), ou seja, de forma mitigadora. Já a economia ecológica reconhece e estimula os provedores de serviços ambientais à sociedade, ou seja, internaliza a questão ambiental nos sistemas produtivos “anteriormente ao impacto” (ex ante) (MATTOS; SANTOS, 2009; ROMEIRO, 2001).

A economia do meio ambiente (Figura 4c) também refere-se à economia ecológica, que pressupõe que o caminho para a sustentabilidade está na lógica econômica cíclica, com novos estilos de vida, produção e consumo. A ciência e tecnologia devem promover estudos que determinem escalas locais sustentáveis de uso dos recursos naturais, com base em estudos integrados de conhecimento físico e de relações sociais dos territórios, e a determinação das escalas deve primar por processos coletivos de tomadas de decisão (entre entes públicos e privados), subsidiados por informações científicas e planos governamentais estratégicos. O Princípio de precaução é valorizado pela economia ecológica, com a adoção antecipada de medidas contra fonte potencial de danos sem esperar certezas científicas de causa-efeito da atividade, logo, para essa corrente, a racionalidade econômica também envolve valores culturais e sociais, o que inevitavelmente demanda profundas mudanças institucionais, novos instrumentos econômicos e inovadoras metodologias de valoração indireta de serviços ambientais, indo além da microeconomia (MATTOS, 2006; ROMEIRO, 2001).

Gligo (1987) expõe que o divórcio entre o crescimento econômico e o meio ambiente passa por confrontos entre a maximização de benefícios vis-à-vis o custo ecológico, em outras palavras, os benefícios econômicos imediatos ante a sustentabilidade das transformações para benefícios de médio e longo prazos. Desse modo, a problemática ambiental, a cada dia, torna-se um objeto de relevante ascensão política.

Existem dois grupos de três quesitos que são muito relevantes para a economia ecológica, no sentido de diminuir os trade-offs entre crescimento econômico e meio ambiente. O primeiro grupo relaciona-se à necessidade premente de, nas atividades econômicas, serem substituídos os recursos naturais não renováveis pelos recursos naturais renováveis (quesito 1), de serem usados os recursos naturais renováveis dentro da capacidade do meio ambiente de renová-los (quesito 2) e de serem gerados resíduos de produção e consumo (orgânicos ou inorgânicos)9 dentro da capacidade de assimilação do meio ambiente (quesito 3). O segundo grupo é relativo à escala sustentável (quesito 1), distribuição justa (quesito 2) e alocação eficiente (quesito 3).

Para Merico (1996), a queda da produtividade econômica, a queda da qualidade de vida e a degradação do capital natural possuem vínculos estreitos. Nesse sentido, Mattos et al. (2001) trazem alguns exemplos a serem seguidos, de acordo com o trade off apontado acima para o primeiro grupo: a) quesito 1 – substituir o petróleo, recurso não renovável, não só pelo álcool10, recurso renovável, mas também por outras fontes energéticas sustentáveis, como energia hidráulica, eólica e, sobretudo, solar; também garantir que um determinado padrão de qualidade de vida não seja reduzido pela diminuição de estoques de recursos naturais, como é o caso emblemático da mineração11; b) quesito 2 – não utilizar a madeira, recurso renovável, a uma taxa acima da capacidade de regeneração florestal (no caso de exploração de florestas naturais), adotando-se como prática a extração madeireira sob manejo florestal cientificamente validado12; incentivar a adoção de florestas plantadas em sistemas consorciados ou de uso múltiplo da terra, de modo a evitar a exploração predatória de áreas nativas (no caso de exploração de florestas plantadas); c) quesito 3 – tratar a água utilizada em irrigação antes de retorná-la ao curso d’água natural.

Para os economistas ecológicos, as escalas em quantidades de bens e serviços ambientais que serão usadas são tomadas como parâmetros físicos, aos quais deverão se ajustar as variáveis não físicas da tecnologia, das preferências e da distribuição de renda. A determinação de uma escala sustentável, por sua vez, da mesma forma que uma distribuição justa, envolve valores outros que vão além da busca individual de maximização do bem-estar individual, como responsabilidade intra e intergeracional. Os preços que medem os custos de oportunidade da realocação não estão, portanto, relacionados com aqueles referentes aos custos de oportunidade da distribuição de renda ou da mudança de escala. Qualquer trade off entre esses quesitos envolve um julgamento ético sobre a qualidade das relações sociais, e não um cálculo frio sobre as “disposições a pagar” como normalmente ocorre (ROMEIRO, 1999).

Conforme explicam Daly e Farley (2000), a economia ecológica coloca a escala como princípio fundamental no desenho de políticas públicas que garantam o uso sustentável dos recursos naturais. Por conseguinte, existem alguns mecanismos que, atrelados às políticas ambientais, podem tratar ou impactar a escala, entre eles, os mecanismos de “regulação direta”, as “licenças de comercialização” e as taxas pigouvianas.

Em relação à “regulação direta”, os instrumentos de regulação constituem-se como o modo político mais comum e apresentam diversas formas. Uma delas comumente usada é a restrição ou proibição governamental de uso de uma substância ou recurso pela iniciativa privada (por exemplo, proibição de uso de um inseticida muito nocivo à biodiversidade). Mas a regulação governamental também pode limitar a forma e o volume de emissão de determinado poluente por empresas de um ramo específico (por exemplo, limites legais, dentro dos padrões internacionais de saúde pública; impostos para despejo de determinados efluentes industriais nos leitos fluviais), ou permitir a exploração de um recurso em apenas uma época do ano (por exemplo, época do defeso, em que os pescadores devem respeitar as estações de pesca de acordo com a biologia da reprodução de espécies de valor econômico, tendo como contrapartida o recebimento de uma remuneração compensatória do Estado). O estabelecimento de um tipo de “regulação direta” também pode forçar o desenvolvimento e a aquisição de tecnologias adequadas às novas formas impostas. Já as “licenças de comercialização” constituem-se em outro mecanismo de custo-efetivo para obter um objetivo específico. Mais do que elevar as taxas para reduzir a demanda, as “licenças de comercialização” exigem o estabelecimento de cotas pela sociedade (por exemplo, quantidade máxima de poluição ou de depleção de um recurso natural), dando um caráter preventivo e ex ante ao impacto.

Sobre o segundo quesito do último grupo, o motivo de a distribuição justa de renda e riqueza ser sempre uma questão tão controversa; Daly e Farley (2000) apontam três razões: a) pessoas mais ricas consomem uma excessiva quantia de recursos finitos (e comprometem o padrão de consumo de futuras gerações); b) pessoas mais pobres não pensam tanto em sustentabilidade porque necessitam pensar na sobrevivência momentânea, e não no bem-estar futuro; c) preocupar-se com a sustentabilidade é preocupar-se com a distante (e muitas vezes não cognitiva) distribuição intergeracional. Os três pontos são pertinentes, mas insuficientes, pois não entram na questão fulcral da má distribuição de renda: divisão social do trabalho e relações capitalistas de produção.

Mas qual deve ser a renda individual máxima compatível com a distribuição justa, por conseguinte, com a escala sustentável de produção e consumo? Os economistas neoclássicos considerariam esse tipo de questão política uma intrusão na liberdade econômica individual. Entretanto, vivemos num planeta finito, sujeito às leis da termodinâmica, assim, se todos consumirem excessivamente na presente geração, irão reduzir os recursos disponíveis para as futuras gerações. Desse modo, um imposto sobre consumo progressivo de produtos não renováveis (ou sobre consumo de produtos renováveis com retirada de recursos superior à capacidade de renovação do meio ambiente) pode ser uma inovação para evitar externalidades negativas. Ademais, políticas de distribuição de renda precisam conter também um sistema de imposto de renda altamente progressivo, a exemplo do que ocorre nos países europeus ocidentais, assim como políticas de distribuição de riqueza necessitam incluir um imposto progressivo de taxação de herança, a exemplo do que ocorre nos Estados Unidos da América (EUA)13.

Para Daly e Farley (2000), muitos países instituíram políticas de garantia de renda mínima que podem auxiliar a sustentabilidade pelo alívio à pobreza, bem como reduzir a lacuna entre sociedades ricas e pobres. Para os autores, políticas de renda mínima justificam-se, pois auxiliam o acesso universal aos bens públicos. A visão dos autores é em parte questionável, visto que, além da impertinente relação entre pobreza e meio ambiente, já criticada no presente estudo a partir dos achados de Martínez Alier (1998), numa sociedade capitalista, as políticas de renda mínima podem aliviar sim a pobreza, mas muito provavelmente não reduzirão a lacuna entre riqueza e pobreza se os processos produtivos estabelecidos forem concentradores de renda, como comumente os são. Nesse caso, as políticas de renda mínima são meramente compensatórias, pois não promovem mudanças estruturais relevantes como investimentos. Não se deve esquecer de que um país pode aliviar a pobreza e concentrar renda ao mesmo tempo, fenômeno relativamente comum. Para elevar a renda dos mais pobres e, ao mesmo tempo, desconcentrá-la no âmbito nacional de forma sustentável, faz-se necessária a oferta de crédito também às classes com menos renda, sob juros amenos e critérios ambientais.

A alocação eficiente não é o primeiro mote da Economia Ecológica, pois está à frente dela, em grau uno de importância, a escala sustentável e a distribuição justa. No entanto, a alocação eficiente, embora de cunho neoclássico, tem certa relevância à Economia Ecológica na formulação de políticas de desenvolvimento. Quando tratamos de alocação eficiente, inevitavelmente, nos remetemos a quatro tópicos:

Valoração de bens e serviços não mercantis.

Macroalocação.

Aspectos espaciais de bens não mercantis.

Redefinição de eficiência.

Vejamos, tópico por tópico, como Daly e Farley (2000) abordam a questão:

Valoração de bens e serviços não mercantis: Há os seguintes problemas metodológicos para a valoração de bens públicos, serviços e externalidades ambientais (positivas ou negativas): a) valor de uso versus valor de troca (o valor de uso do serviço ambiental insere-se no estoque total dos recursos naturais; o valor de troca é o valor da próxima unidade marginal a ser utilizada; de maneira geral, um recurso natural ainda abundante tem um valor de troca baixo, mas sua existência tem valor de uso infinito); b) custos de monitoramento e informação: algumas formas de uso dos recursos naturais tornam-nos escassos ao longo do tempo, logo, sua valoração e a internalização das externalidades ambientais demandam atualizações periódicas e conhecimento suficiente para balizar o sistema de preços (algo que exige um domínio público caro e necessário); c) valoração a partir de situação hipotética ou fictícia: a valoração é baseada em situações hipotéticas ou fictícias (mercados criados artificialmente levantam suposições hipotéticas ou fictícias para valoração da vida).

Antes de passar ao segundo tópico, serão confrontadas as linhas de pensamento econômico e pontuado como a Economia Ambiental e a Economia Ecológica abordam a valoração de recursos naturais no sentido intergeracional. Para a linha neoclássica, trata-se simplesmente de um problema de alocação, com solução suficiente no uso da “taxa de desconto”, isto é, qualquer produção abaixo da “curva de produção máxima sustentável” direciona ao aumento de estoque no tempo, assim como qualquer produção acima da mesma curva reduz o estoque no tempo. Desse modo, o “valor líquido presente” é o valor presente de todos os custos e benefícios que se movem do presente ao futuro, não obstante, essa linha valore o “valor líquido presente” pelo uso de uma “taxa de desconto” que dá menos peso aos custos e benefícios que de fato ocorrem no futuro. Assim, conclui-se que os economistas neoclássicos serão favoráveis a uma exploração de recursos renováveis, contanto que os benefícios marginais de obtenção desses recursos sejam maiores que os custos marginais correspondentes, de maneira a cessar a atividade quando ambos se igualarem. O problema está em, ao comparar custos e benefícios presentes e futuros, os economistas neoclássicos, ainda que incorporem os custos ambientais, não agregarem as taxas de renovação dos estoques de recursos renováveis. Portanto, não há uma comparação entre benefício imediato e perda futura de um recurso renovável.

Para a Economia Ecológica, trata-se de uma questão ética de distribuição de recursos naturais entre gerações. A criação do “direito de propriedade” inalienável de recursos naturais às próximas gerações pode ser o caminho a trilhar. A definição de métodos, portanto, também é uma questão de ética. Enfim, para a Economia Ecológica, em qualquer situação, a valoração direta de recursos naturais não é suficiente para garantir melhor alocação dos recursos, pois, como esse tipo de valoração é algo ditado pelo mercado, inevitavelmente, levará ao objetivo da maximização dos lucros, que não oferece garantia de bem-estar à sociedade. Para os economistas ecológicos, não basta “taxa de desconto” do meio ambiente, se não houver outro padrão de desenvolvimento.

Macroalocação: Façamos uma análise de políticas nesta direção. Supondo uma hipotética (ou irreal) situação de confiança (ou simetria) de informações, se a população tem o desejo de consumir mais bens e serviços não mercantis, por conseguinte, o Estado deverá coordenar a oferta direta ou indiretamente. O problema da provisão indireta refere-se às externalidades positivas que o setor privado se apropriaria, assim, é necessário implantar um subsídio, para que parte da externalidade seja dividida com a sociedade. O financiamento do subsídio pode ser via senhoriagem governamental (por exemplo: empréstimos sob juro zero aos prestadores dos bens e serviços não mercantis). Mas não se esqueça da situação sob assimetrias de informações. Na decisão entre a preservação de bens e serviços não mercantis e o crescimento da produção de bens mercantis, o marketing tem papel decisivo, pois pode direcionar negativamente as preferências dos consumidores para os bens mercantis sob modos de produção não sustentáveis (mesmo que nele esteja inserido o marketing ecológico), consequentemente, limites ambientais devem ser impostos pelo Estado às propagandas, visando ao bem coletivo e à redução de falta de informações. Na mesma direção, deve haver obrigatoriedade de veiculação de propagandas de bens e serviços não mercantis. Não se trata de promover negativamente a censura, mas positivamente o bem público.

Aspectos espaciais de bens não mercantis: Os impactos ambientais podem gerar problemas locais, regionais, nacionais ou globais, ao revés, as causas dos impactos ambientais são de âmbito local e estão, muitas vezes, sob responsabilidade individual. Os entes produtivos (públicos ou privados), portanto, causam externalidades negativas à sociedade, mas obtém lucros individuais. Assim, é de responsabilidade indelével do Estado a regulação dos processos econômicos produtivos, bem como da degradação ambiental e impacto social causados pelos mesmos processos. Entretanto, a regulamentação pode ir desde o âmbito local até o nacional, mas encontra limites em escala global. Para que gestões governamentais optem em atender os objetivos globais, há de se implantar formas de incentivos (como, beneficiário do país A pagador ao provedor do país B). Os custos de transação, por sua vez, podem ser muito impeditivos em escala global, também a ausência de uma instituição multilateral verdadeiramente neutra para regular o funcionamento do mecanismo internacional.

Redefinição de eficiência: Nos conceitos neoclássicos, a eficiência é obtida quando a alocação dos recursos escassos gera o maior fluxo de renda possível, porém, para a Economia Ecológica, a eficiência deve considerar a relação entre os serviços obtidos do capital manufaturado e os serviços sacrificados do capital natural. A melhor relação possível viria a partir da multiplicação de quatro indicadores fracionais de eficiência: a) eficiência dos serviços obtidos do capital manufaturado dividida pelo estoque de capital manufaturado; b) estoque de capital manufaturado dividido pelo throughput14; c) throughput dividido pelo estoque de capital natural; d) estoque de capital natural dividido pelos serviços sacrificados de capital natural.

Até aqui somente foi discutido o conflito conceitual de valoração de bens transacionáveis e não transacionáveis em mercado entre as duas linhas de pensamento da economia do meio ambiente, isto é, a discussão ateve-se à questão da matéria, sem nada abordar sobre a questão energética. A Economia Ambiental pouco analisa essa questão, no entanto, ela tem valor central para a Economia Ecológica.

A Economia Ecológica define “crescimento” como um aumento de throughput, algo que, obviamente, não pode continuar indefinidamente, porque vivemos num planeta finito em oferta e renovabilidade de recursos naturais e em capacidade de assimilação de resíduos. Logo, o crescimento com aumento de throughput precisa ser cessado, o que de forma alguma implica o fim do desenvolvimento, mas sim uma outra forma de fazê-lo, sem nunca dele abdicar. É preciso aumentar a qualidade dos bens e serviços providos por um dado throughput, o que significa, antes de qualquer ação econômica, profunda mudança cultural. Conforme demonstrado por Polanyi (1980, p. 73) na sua clássica obra A Grande Transformação, “o sistema econômico é imerso num componente de cultura humana, e a exemplo de nossa cultura, está num constante estado de evolução [...] sistemas econômicos, sociais e políticos, bem como avanços tecnológicos, são exemplos de adaptação cultural”. Mas como fazer a adaptação cultural? Talvez o primeiro passo seja reconsiderar conceitos errôneos, como o de que a Terra é ilimitada na oferta de matéria ou o de que as fontes energéticas sempre estarão a nossa disposição; pois a Economia Ecológica visualiza a macroeconomia como uma parte de um todo: a Terra, com sua atmosfera e seus ecossistemas.

Dessa forma, a economia é vista como um subsistema aberto do sistema maior: o sistema Terra, finito, não passível de crescimento com throughput e materialmente fechado, embora aberto à energia solar. Assim, na concepção econômica ecológica, um sistema aberto é definido como aquele que assimila e oferece matéria e energia, sendo a economia semelhante a ele, porém, qualquer ser vivo mostra-se como melhor exemplo de sistema aberto, pois são capazes de absorver e emitir matéria e energia. Um sistema fechado importa e exporta apenas energia, visto que as matérias circundam dentro dele e não fluem além dos limites sistêmicos, desse modo, a Terra, com sua lei básica de fluxo externo de energia (pois há entrada de energia solar) e ciclagem interna de matéria é um exemplo de sistema fechado; já um sistema isolado é aquele no qual nenhum tipo de matéria ou energia entra ou existe, sendo o Universo o seu exemplo mais característico (DALY; FARLEY, 2000).

Todavia, Martínez Alier (1998) lembra que os críticos ecológicos da economia têm argumentado que os economistas deveriam estudar o fluxo de energia na economia, sem esquecer o fluxo de materiais. Para o autor, na discussão sobre as relações entre energia e economia, existem duas posições erradas e uma correta. Uma das posições equivocadas refere-se à Teoria do Valor Energia, proposta pelo ecólogo Howard Odum, e seguida (e aprimorada) por seus discípulos, sob o protesto de Georgescu-Roegen contra esse “dogma energético”. Odum propôs que todos os processos e transações realizados na economia fossem analisados em termos da energia contida nos bens e produtos transacionados, de forma que valorações dos recursos naturais não seriam feitas em unidades monetárias, mas sim em unidades energéticas. A segunda posição errada funda-se no isomorfismo entre as equações da mecânica e as equações neoclássicas de equilíbrio econômico que surgem depois de 1870, que levou à quase não interpretável ideia de que nos intercâmbios econômicos haveria um intercâmbio de “energia psíquica ou social”, ou seja, uma noção de que a economia era uma “física social”, em que os intercâmbios econômicos dentro da sociedade humana eram parecidos com alguns fenômenos da natureza.

Para Georgescu-Roegen (1971 citado por MARTÍNEZ ALIER, 1998), descrever displicentemente os fenômenos da economia com uma linguagem físicomatemática é distinto de, coerentemente, aplicar conceitos físicos (como a lei da conservação da matéria e as leis da termodinâmica) para se alcançar uma profunda compreensão de como a economia humana está imersa nos ecossistemas. Essa seria para Georgescu-Roegen e seus seguidores, como Herman Daly e José Manuel Naredo, a terceira (e correta) posição que relaciona economia e energia. Esses autores veem a economia não como uma corrente circular ou espiral de valor de troca, um carrossel entre produtores e consumidores (conforme demonstrado na Figura 1 do Capítulo 1), mas como um fluxo entrópico de energia e matéria, que atravessa a economia. Diante disso, uma história econômica inspirada pela economia ortodoxa estudaria, especialmente, as transações mercantis, enquanto uma história econômica inspirada pela economia ecológica investigaria, por exemplo, os sistemas energéticos da humanidade.

Ainda de acordo com Martínez Alier (1998), em face da premissa de que a Economia Ecológica vê o planeta Terra como um sistema aberto à entrada de energia solar (mas não de matéria, exceto em eventos casuais, como a queda de um meteorito), o estudo (e cálculo) econômico necessita de entradas de energia e materiais. A economia produz dois tipos de resíduos, o calor dissipado (provindo das trocas energéticas pela Segunda Lei da Termodinâmica) e os resíduos materiais, que, mediante reciclagem, podem apenas parcialmente voltar a ser utilizados. Assim, o funcionamento da economia tanto exige um fornecimento adequado de energia e materiais (e a manutenção da biodiversidade) quanto a disposição dos resíduos de maneira não poluente. Os serviços que a natureza presta à economia não estão bem valorados no sistema de contabilidade crematística da economia neoclássica.

Martínez Alier e Roca Jusmet (2001) bem lembram que antes da Revolução Industrial, as fontes propulsoras da produção eram a energia solar diretamente aproveitada da fotossíntese, a energia solar transformada em ventos (ou energia eólica) que moviam moinhos e as quedas d’água (ou energia hidráulica) evaporáveis pela energia solar. Com a industrialização, agregou-se uma nova fonte de energia, o carvão, e mais tarde (desde o final do século 19) o petróleo e o gás natural. As matrizes energéticas mais recentes também procedem da energia solar, porém, de épocas geologicamente remotas, e o que agora fazemos é extrair os combustíveis fósseis e queimá-los a um ritmo muito mais rápido que sua produção geológica. Em efeito, não podemos confundir extração com produção sustentável. Portanto, é errôneo, ou ao menos confuso, falar de “produção de petróleo”, como os economistas habitualmente procedem, para referir-se à extração anual da Organização dos Países Exportadores de Petróleo (Opep) e outros não filiados. É negligente empregar a mesma palavra ”produção” para processos tão distintos como extração de petróleo e produção de biomassa na agricultura mediante o fluxo presente de energia solar e de fotossíntese.

As relações entre o tempo biogeoquímico e o tempo econômico são muito distintas em ambas as atividades econômicas, por isso também é tão importante distinguir, em termos práticos, entre recursos renováveis e não renováveis (ou renováveis a ritmo tão lento que, do ponto de vista econômico, podem ser considerados como não renováveis – por exemplo: existem amplos estudos que atestam que a Terra ainda sintetiza petróleo, porém, a um ritmo muito inferior à sua extração, logo, alguém lograria afirmar que o petróleo é um recurso renovável? No tempo biogeoquímico, com certeza o é, mas no tempo econômico, claramente não). Logo, é necessário rever nossa abordagem econômica e reconsiderar a questão energética, que nitidamente nos leva ao crescimento não econômico.

Segundo Daly e Farley (2000), um modelo que abstrai o meio ambiente, ou que considera a economia isolada do meio ambiente, não pode lançar nenhuma luz na relação entre economia e meio ambiente. Pela Primeira Lei da Termodinâmica, de conservação da matéria e energia, o throughput é sujeito a uma equação de balanço: entrada = saída + acumulação. Se existe acumulação, o subsistema econômico cresce; mas, em estado constante, crescimento e acumulação são zero, com fluxo de entrada igual ao de saída (sob o ponto de vista ecológico, é claro). Dessa feita, o throughput tem dois fins: esgotamento de fontes ambientais e poluição de sumidouros. Acerca da Segunda Lei da Termodinâmica, a lei da entropia, pode-se reciclar materiais, contudo nunca 100% deles, pois a reciclagem é um redemoinho circular num fluxo fluvial de mão única. Energia, pela lei da entropia, não é totalmente reciclável, ou mais precisamente, é parcialmente reciclável, porque pode assimilar mais energia para fazer a reciclagem que o equivalente reciclado. Desse modo, reciclagem de energia não é fisicamente impossível, mas pode ser uma perda econômica.

A discussão agora se remete à distinção entre recursos “estoque-fluxo” e recursos “fundo-serviço”, que aborda a escassez dos recursos, tão frequentemente negligenciada pelos economistas ambientais. Eles usam comumente o termo “fatores de produção”, que se caracteriza pelas entradas (ou insumos) do processo produtivo necessárias para gerar saídas (ou produtos). Aristóteles trouxe a importante distinção entre “causa material”, algo transformado, e “causa eficiente”, algo que causa a transformação sem ser transformado no processo. Por exemplo, ingredientes brutos são a “causa material”, já o fogão a “causa eficiente” (DALY; FARLEY, 2000).

Georgescu-Roegen usou os termos “estoque” e “fundo” para distinguir os diferentes tipos de recursos. O recurso “estoque-fluxo” é materialmente transformado no processo produtivo, sem a variável “tempo” na equação. Em contraste, o recurso “fundo-serviço” é usado na produção, mas não se torna parte do que é produzido, isto é, provê um serviço a uma taxa fixa, e a unidade apropriada para mensuração desse serviço é a saída física por unidade de tempo. Logo, a “causa material” e a “causa eficiente” aristotélicas correspondem, respectivamente, ao “estoque-fluxo” e ao “fundo-serviço” georgescu-roegenianos (DALY; FARLEY, 2000).

Há também dois outros importantes conceitos, o de “exclusividade” (excludability) e o de “rivalidade” (rivalness), que são cruciais para a análise econômica ecológica. “Exclusividade” é um conceito que, quando imposto, permite a um proprietário prevenir-se do uso de seus recursos por outros ; logo, um “recurso exclusivo” é aquele cuja posse admite o uso pelo proprietário e, simultaneamente, nega o privilégio aos demais. A inexistência de instituição ou tecnologia que tornem um bem ou serviço exclusivo leva-o a ser conhecido como “recurso não exclusivo”. “Rivalidade” é uma característica inerente a certos recursos, cujo consumo ou uso por uma pessoa reduz o montante disponível aos demais. Um “recurso rival” é aquele cujo uso por uma pessoa exclui o respectivo uso por outra; já um “recurso não rival” é aquele que pode ser usado por ambas. Note que todos os recursos “estoque-fluxo” são “rivais”, enquanto os bens não rivais são “fundo-serviço”.

Talvez a distinção mais importante entre recursos bióticos (elementos vivos) e abióticos (elementos não vivos, sendo classificados em combustíveis fósseis, recursos minerais, recursos hídricos, solos e energia solar) é que os primeiros são, simultaneamente, recursos “estoque-fluxo” e “fundo-serviço” autorrenováveis, ainda que as atividades humanas possam afetar sua capacidade de renovação. Já os últimos são, essencialmente, não renováveis (combustíveis fósseis) ou virtualmente indestrutíveis (recursos minerais, recursos hídricos, solos e energia solar).

A distinção entre “estoque-fluxo” e “fundo-serviço” é importante com respeito à escala sustentável. Nós podemos controlar as taxas que usamos de combustíveis fósseis, recursos minerais e recursos hídricos. Particularmente, o recurso hídrico é uma complexa mistura de “estoque-fluxo” e “fundo-serviço”, e até mesmo o uso da água como “estoque-fluxo” é de complexa reciclagem. Assim, o conceito de “rivalidade” é relevante para sua distribuição dentro de gerações e entre elas. Todos os recursos abióticos são “rivais”, exceto a água (em certas formas e usos) e a energia solar. Já o conceito de “exclusividade” é relevante para alocação. O mercado não pode alocar bens “não exclusivos”, logo, outros mecanismos alocativos são exigidos. Todavia, no caso da luz solar e da chuva, alocação por instituições humanas são simplesmente não factíveis (DALY; FARLEY, 2000) (Tabela 1).

Tabela 1. Classificação econômico-ecológica de recursos abióticos.

Recursos

abióticos

Estoque-Fluxo ou Fundo-Serviço?

Pode se tornar exclusivo?

Rival?

Rival entre gerações?

Capacidade de substituição?

Combustíveis fósseis (não recicláveis)

Estoque-Fluxo

Sim

Sim

Sim

Substituível

(longo prazo)

Minerais (parcialmente recicláveis)

Estoque-Fluxo

Sim

Sim

Parcialmente

Fulcralmente não substituível

Água

(reciclagem solar)

Depende do contexto

Depende do contexto

Depende do contexto

Sim (estoques) Não (fundos)

Não substituível para muitos usos

Solos

(indestrutíveis)

Fundo-Serviço

Sim

Sim

Não

Não substituível

Energia solar (indestrutível)

Fundo-Serviço

Não

Não

(no uso prático)

Não

Não substituível

Fonte: Daly e Farley (2000).

Agora será discutido o caso dos recursos bióticos (elementos vivos), que são quase totalmente considerados meios para vários fins, cuja principal finalidade é a sustentação da vida. Os recursos bióticos são fisicamente complexos em dois sentidos: primeiro, os processos responsáveis pela reprodução dos indivíduos, populações e espécies são altamente complexos e ainda pouco compreendidos; segundo, indivíduos, populações e espécies interagem com outros indivíduos, populações e espécies, bem como com os recursos abióticos, para criar o ecossistema.

Estrutura ecossistêmica refere-se aos indivíduos e comunidades de plantas e animais que compõem o ecossistema, suas respectivas distribuições espaciais e temporais, e os recursos abióticos. Sistemas complexos são caracterizados por comportamentos não lineares, o que não possibilita prever os resultados de profundas intervenções no todo a partir de estudos particularizados em partes. É o caso dos ecossistemas, em que os elementos estruturais agem conjuntamente para criar o todo. Esses fenômenos são referidos como funções ecossistêmicas, e incluem funções como transferência de energia, ciclagem de nutrientes, regulação de gases, regulação climática, regulação do ciclo hidrológico e tantas outras funções conhecidas e desconhecidas.

Uma das mais preocupantes questões no estudo de recursos bióticos é o grau de incerteza envolvido. Em outras palavras, a estrutura ecossistêmica interage para criar a função ecossistêmica, e os elementos estruturais dependem desses atributos funcionais para sua própria sobrevivência. Como a função ecossistêmica muda em resposta às ações não antropogênicas, não é possível afirmar ao certo quais impactos irão afetar a estrutura ecossistêmica. Economistas ambientais têm se voltado para a estrutura ecossistêmica, enquanto economistas ecológicos têm centrado suas análises em certos elementos da função ecossistêmica, com maior ênfase na capacidade de absorção de resíduos e na valoração monetária de outras funções. Porém, estrutura e função ecossistêmica são mutuamente interdependentes e as conclusões baseadas nas análises de dimensão podem não se aplicar nos casos multidimensionais.

Para Romeiro (2001), três categorias básicas de recursos bióticos merecem atenção: a) recursos renováveis, elementos da estrutura ecossistêmica que proveem matéria-prima para os processos econômicos; b) serviços ecossistêmicos, definidos como as funções ecossistêmicas de valor para os seres humanos e gerados pela interação entre elementos da estrutura ecossistêmica; c) capacidade de absorção de resíduos, um serviço ecossistêmico que é fundamentalmente distinto dos outros e por isso merece tratamento em separado.

Os recursos bióticos renováveis podem ser tratados como recursos “estoque-fluxo” e como elementos da estrutura ecossistêmica, e o impacto na estrutura ecossistêmica pode afetar drasticamente as funções ecossistêmicas, com potencial redução na capacidade do ecossistema de se reproduzir. Por sua vez, as funções ecossistêmicas que têm valor para os seres humanos são denominadas de serviços ecossistêmicos (ou serviços ambientais, serviços ecológicos), que são fundamentalmente diferentes de recursos renováveis, pois só podemos estipular taxas para os últimos, para os primeiros não.

Quando estoques de recursos bióticos e abióticos interagem, eles geram funções e serviços ecossistêmicos, assim, estruturas ecossistêmicas geram funções ecossistêmicas que geram serviços ecossistêmicos. Nossos modos econômicos de produção geram impactos nos serviços ecossistêmicos, e como esses impactos não são valorados, não são considerados seus custos nos processos produtivos.

Seguindo os pressupostos de Daly e Farley (2000) e Mattos et al. (2001), a capacidade de absorção de resíduos é um fenômeno “rival”, pois, se jogarmos resíduos no leito de um rio, ele reduz sua capacidade de depuração. A verdade é que as Leis da Termodinâmica dizem que os recursos naturais são throughputs econômicos, assim, recursos bióticos são únicos por serem, simultaneamente, “estoque-fluxo” e “fundo-serviço”: sua utilização é um “estoque-fluxo” e sua capacidade de autorrenovação é um “fundo-serviço”. Isso significa que a escala econômica desejada é determinada pelo montante de “fundo-serviço” provido a cada ano, em que um deles é a capacidade de os recursos naturais se renovarem. Recursos bióticos têm, particularmente, impactos significativos na escala econômica porque não têm substitutos (Tabela 2).

Tabela 2. Classificação econômico-ecológica de recursos bióticos.

Recursos

bióticos

Estoque-Fluxo ou Fundo-Serviço?

Pode se tornar exclusivo?

Rival?

Rival entre gerações?

Capacidade de substituição?

Recursos renováveis

Estoque-Fluxo

Sim

Sim

Depende da taxa de uso

Fulcralmente não substituível

Serviços ecossistêmicos

Fundo-Serviço

Não

Não

(maioria casos)

Não

Não substituível

Capacidade de absorção de resíduos

Fundo-Serviço

Sim

Sim

Depende da taxa de uso

Não substituível

Fonte: Daly e Farley (2000).

Entendidas as questões econômicas e ecológicas, entremos no rol político e de ciência e tecnologia envolvidos nos processos de desenvolvimento sustentável. Gligo (1987) enfatiza que qualquer ação de desenvolvimento (seja qual for o tipo de desenvolvimento proposto) implica, consciente ou inconscientemente, uma forma de gestão ambiental (funesta ou bem intencionada), na qual, por um lado, se utiliza o meio ambiente em função do desenvolvimento, e por outro lado, se paga o custo ecológico correspondente à intervenção. Nesse sentido, é indiscutível que, por meio de uma maior incorporação da dimensão ecológica, com correspondente aplicação de ciência e tecnologia, pode-se lograr uma estratégia de desenvolvimento sustentável fisicamente, mas não necessariamente sob o ponto de vista social (aspecto que necessita de políticas de distribuição de renda).

Distintos grupos econômicos e classes sociais que conformam as sociedades nacionais percebem de maneira distinta o meio ambiente, por conseguinte, os conflitos sociais e políticos, e as estruturas dessas sociedades, necessariamente, refletem-se na problemática ambiental.

Portanto, isolar (ou ocultar) a questão ambiental e negar seu rol político significa desconhecer a base fundamental que deve ser, de fato, incorporada na política de desenvolvimento econômico daqui para frente. Ao assumir que a problemática ambiental é, cada dia mais, um objeto político, será necessário confrontar os delineamentos retóricos que frequentemente encampam não somente os discursos políticos, mas, fundamentalmente, os planos de governo, visando buscar o redirecionamento desses planos com estratégias, políticas públicas e programas governamentais mais contundentes no lado socioambiental.

Ao corroborar com as ideias expostas acima, Gligo (1987) alerta que conceber a problemática ambiental reduzindo-a à simples aplicação de meras técnicas de impacto ambiental e análise econômica desses impactos configura a intenção de encobrir as causas da mesma problemática. Há um grande segmento da população mundial que demanda melhores níveis de segurança alimentar e oferta de empregos e salários, mas comumente, a discussão ambiental passa à margem dessa demanda.

Para Martínez Alier (1987), a economia ecológica põe em dúvida boa parte do ortodoxo instrumental da economia ambiental, pois, a fundo, é uma linha de pensamento econômico que incorpora a ecologia humana e, por isso, assume que existem profundas diferenças de percepções no uso e degradação de energia e materiais entre pessoas e territórios. Em ambos os casos, o fator renda é relevante na relação com o meio ambiente, porque comumente pessoas e territórios mais capitalizados têm maiores throughputs econômicos (conceito que se distancia do Relatório Bruntland).

Nesse sentido, Martínez Alier (1987) defende que a geografia econômica tem que incorporar a geografia política, e cita a Amazônia como exemplo: no território amazônico não existe uma estrutura sociopolítica que permita fazer frente às inserções destrutivas, nem uma estrutura capaz, pelo menos, de cobrar um preço elevado pelo crime do desmatamento, assim, a desestruturação sociopolítica é causa e consequência da degradação ambiental, que deve ser estudada não só com o referencial econômico, mas também ecológico.

Gligo (1987) distingue sustentabilidade ecológica da sustentabilidade ambiental. A definição ecológica de sustentabilidade refere-se à capacidade de um sistema (ou ecossistema, ao se considerar uma área mais ampla e com certa homogeneidade estrutural e funcional) de manter constante seu estado no tempo, não havendo sustentabilidade ecológica enquanto as saídas de matéria e energia se mantiverem maiores que as entradas. Porém, transcender da sustentabilidade ecológica à sustentabilidade ambiental não é algo sutil. A sustentabilidade ambiental das estratégias de desenvolvimento deve incorporar os conceitos temporais, tecnológicos e financeiros.

O temporal é necessário para estabelecer a permanência da sustentabilidade ecológica. Obviamente que essa sustentabilidade se projeta em prazos que, do ponto de vista de mudanças sociais, podem em muitas ocasiões ser considerados longos. Definir o tempo de alcance da sustentabilidade ambiental, em função das estratégias de desenvolvimento de longo prazo, significa optar por uma razoável questão prática. O tecnológico é também uma dimensão que define concretamente se uma determinada sociedade, dado seu acervo tecnológico em um estado de desenvolvimento, pode equilibrar artificialmente o custo ecológico das transformações ou se pode fazer entrar, no sistema, matéria (insumos), energia (de novo insumos) e informação (tecnologia) para compensar as saídas tanto naturais quanto artificiais. O financeiro é função do acesso a certos recursos materiais e energéticos, delimitados na definição de sustentabilidade ambiental. Ele se produz porque, para compensar as saídas dos sistemas envolvidos nos processos de desenvolvimento, faz-se necessário possibilitar a entrada de recursos materiais e energia. Obviamente, uma sociedade que não os possui ou lhe é muito custoso adquiri-los terá menos possibilidades de efetuar transformações sustentáveis.

Conforme aponta Romeiro (1999), existe uma relação íntima entre a dinâmica das representações científicas do meio ambiente, a seleção das bases tecnológicas e a estruturação dos espaços econômicos do mercado. Essa articulação resulta em convenções ambientais que, por sua vez, dão origem a regimes de regulação e a estruturas de incitações econômicas que vão ter um impacto decisivo sobre a dinâmica empresarial e tecnológica.

Em termos gerais, dentro das instituições públicas, existem manifestas carências no domínio de metodologias de análise ambiental, de ferramentas estatísticas e de indicadores sociais, econômicos e ambientais, os quais poderiam facilitar a gestão governamental do meio ambiente.

Conforme ressalta Gligo (1987), o potencial de uso de um recurso natural é em função de suas características intrínsecas. Sua acessibilidade (e também sua situação de acordo com os recursos complementares) depende da demanda, da tecnologia e dos investimentos necessários para sua exploração. Para se estabelecer um adequado sistema de análise de recursos naturais, é necessário planejar o processo de desenvolvimento e o aporte de recursos naturais demandados para esse fim. Existe a errônea concepção de que os sistemas de análise de manejo integrado de recursos naturais devem basear-se em estudos clássicos de solos, água, vegetação, biodiversidade e clima. Não se discute a importância desses estudos, mas um sistema de análise que parte de um diagnóstico que não contempla as interações entre os elementos bióticos e abióticos cai no vazio e subestima ou superestima as formas de uso do meio ambiente.

Na América Latina, por exemplo, a análise está dirigida para determinados recursos que compõem a pauta de demanda dos mercados internacionais, e, em muitos casos, as empresas privadas nacionais e transnacionais detêm mais informações estratégicas que os próprios Estados nacionais. Há também o problema de falta de tecnologias adequadas para o ambiente tropical, dentro dum quadro nítido de divisão internacional do trabalho, em ambos os casos. Outro sério problema advém do deficiente planejamento de ciência e tecnologia (e do processo de desenvolvimento em si) sobre o uso dos recursos naturais, com uma série de instituições públicas e privadas exercendo responsabilidades específicas e parciais, com notórias duplicações de resultados e perda de recursos financeiros públicos em certos casos, e vazio de informações noutros.

Baseado nos princípios da economia ecológica, Gligo (1987) salienta que o levantamento do patrimônio ambiental de uma nação é algo indispensável para gerar uma contabilidade ambiental que condicione o planejamento do desenvolvimento, ressalta, ainda, que tal contabilidade não deve se restringir à atribuição de valores monetários, mas também à valoração das unidades físicas e energéticas.

Portanto, o alcance do desenvolvimento sustentável não pode prescindir de alguns desafios prévios a serem assumidos pela ciência e tecnologia no uso dos recursos naturais, sendo eles: a) conhecimento do patrimônio ambiental da nação e das particularidades patrimoniais ambientais de cada território, por meio de análises quantitativas que determinem estoques e capacidade de renovação dos recursos bióticos e abióticos, análises qualitativas das relações entre recursos bióticos e abióticos e estudos de interação entre biodiversidade, complexidade, estabilidade e resiliência de ecossistemas; b) determinação de escalas sustentáveis de uso dos recursos naturais, pela definição de taxas de exploração de recursos naturais renováveis dentro da capacidade de renovação do meio ambiente e taxas de exploração dos recursos naturais não renováveis dentro de prazo compatível para sua substituição por alternativas renováveis; c) determinação de taxas de emissão de resíduos dentro da capacidade de assimilação do meio ambiente. Consequentemente, a pauta científica e tecnológica gerará demandas, no campo político-econômico, por mudanças institucionais e criará novos instrumentos econômicos que garantam a prestação dos serviços ecossistêmicos.

A integração da ciência e tecnologia ao processo planejado de desenvolvimento sustentável nos faz retornar, agora com mais elementos, ao “Princípio da precaução”, tão valorizado pela economia ecológica e ignorado pela economia ambiental. De acordo com os achados de Romeiro (2001), o “Princípio da precaução” situa-se na articulação de duas lógicas opostas: de um lado, encontra-se reafirmada a busca do enraizamento da inovação tecnológica e da ação econômica no conhecimento científico dos riscos, de modo que as decisões públicas sejam tomadas em todo conhecimento de causa; de outro lado, reconhece-se a incapacidade frequente do conhecimento científico de fornecer, em tempo hábil, as bases adequadas para uma decisão pública positiva ou substancialmente racional, fundada sobre provas científicas. Pelas duas razões, o “Princípio da precaução” é frequentemente interpretado como um meio de restaurar a primazia do político na definição dos problemas e na oportunidade de engajar uma ação pública. A primeira das duas lógicas leva ao aumento da necessidade de informações científicas para as decisões coletivas e, por conseguinte, amplia a responsabilidade e capacidade de influência dos cientistas. A segunda leva à necessidade de maior participação da sociedade nos assuntos científicos, o que torna a ciência submetida, de modo intenso, às estratégias de influência. Por isso, para o autor, a única maneira de evitar um impasse entre as duas lógicas opostas é buscar soluções de compromissos que envolvam todas as partes interessadas.

Acerca das questões de planejamento do desenvolvimento, Furtado (1974), em sua memorável obra, O mito do desenvolvimento econômico, menciona que o problema maior não é o uso dos recursos naturais não renováveis por uma nação, mas o não uso dos recursos financeiros por eles gerados para outros tipos de investimentos que garantam a dinamicidade da vida econômica após o esgotamento desses recursos naturais não renováveis. Guardadas as devidas objeções, pois o esgotamento de recursos naturais não renováveis, dentro do pensamento econômico ecológico, configura-se certamente como um grave problema, é de se ressaltar que esta abordagem sobre recursos naturais já estivesse presente nos achados furtadianos em plena época de projeto nacional-desenvolvimentista da ditadura militar brasileira.

Como o desenvolvimento econômico sustentável, dentro dos pressupostos da economia ecológica, depende da renovabilidade dos recursos naturais, a definição científica do conceito de sustentabilidade ecológica deve ser trabalhada como política de Estado para maior incorporação do meio ambiente nas estratégias de desenvolvimento, o que implica o aprimoramento da capacidade de gestão ambiental. Já a valoração de serviços ambientais deve ser determinada de forma indireta, a partir dos custos de oportunidades de mudanças qualitativas de uso da terra e dos recursos naturais. Desse modo, a mera atribuição direta de preços aos recursos naturais (e, consequentemente, aos serviços ambientais) é algo refutado pela economia ecológica, pois, em cada projeto, em cada caso e em cada território, deve ser estipulado o custo de conversão sustentável de atividades produtivas, de modo a gerar retornos econômicos e socioambientais. Os retornos econômicos da conversão sustentável, porém, podem garantir apenas parte do investimento, logo, essa lacuna de custo passa a ser considerada, indiretamente, o valor do retorno socioambiental, ou de igual forma, o valor do serviço ambiental. As equações a seguir representam a argumentação exposta:

[Equação 1]

Custo ambiental

=

Custo da produção sustentável – Custo padrão

[Equação 2]

Preço do serviço ambiental

=

Custo ambiental – (Preço de mercado do produto sustentável – Preço padrão)

Outro ponto a acrescentar é a relevância de se estipular metas de conversão sustentável, podendo a remuneração indireta de serviços ambientais ser exercida de forma gradual, a partir do alcance de cada meta (ver maiores detalhes sobre metas no Capítulo 6). Isso não só assegura a continuidade dos empreendimentos produtivos (e respectivos empregos gerados), como a viabilidade paulatina de consolidação de um fundo de serviços ambientais (também ver maiores detalhes sobre fundo no Capítulo 6).

A Figura 6, extraída de Daly e Farley (2000), busca não só contrapor a proposta de fluxo circular da economia neoclássica ilustrada na Figura 1 do Capítulo 1, mas também apresentar uma alternativa de fluxo circular da economia ecológica. Porém, os autores esbarram em dois problemas: a) não há atribuição ao Estado que se torna marginal (ou oculto) ante as relações de mercado; b) há uma visão exclusiva de mercado que se simplifica na relação intrafirmas. Os ideais keynesianos de desenvolvimento econômico, que podem ser seguidos dentro de critérios econômicos ecológicos, são negligenciados quando se atribui a relação igualitária entre poupança e investimentos, gastos públicos e tributos, exportações e importações. Os achados schumpterianos também são ignorados, pois as igualdades não se caracterizam a partir da existência do crédito e de inovações.

Figura 6. O fluxo circular da economia ecológica.

Fonte: Daly e Farley (2000).

Lancemos agora uma reflexão sobre o Mecanismo de desenvolvimento limpo (MDL), previsto no Protocolo de Quioto: esse mecanismo pode ser classificado como dentro dos pressupostos da economia ambiental ou da economia ecológica?

O MDL, embora se apresente como uma oportunidade para sequestro de carbono por meio de atividades de florestamento15 e reflorestamento, traz em seu bojo uma série de limitações, como a falta de metodologias de implementação e monitoramento, falta de dados para definição de linha de base e adicionalidade, altos custos de transação, baixa (ou ausente) ênfase social, além da natureza temporária dos créditos de carbono gerados, o que se traduz em baixo interesse por parte de potenciais empreendedores e investidores (MATTOS; SANTOS, 2009).

Para que um projeto de MDL seja aprovado de acordo com o Protocolo de Quioto, existem algumas etapas a serem cumpridas. Primeiramente, o projeto precisa atender aos requisitos do Protocolo, para então obter a validação, que é dada por uma Entidade Operacional Designada (EOD) pela Organização das Nações Unidas (ONU). A metodologia utilizada precisa ser previamente avaliada, aprovada e registrada pela Junta Executiva (Executive Board) do MDL. Também é preciso que se comprove a adicionalidade de carbono em relação à linha de base. A comprovação de projetos florestais dá-se de maneira mais questionável em comparação com os projetos de geração de energia, o que resulta em valores maiores de crédito de carbono no mercado para os projetos de troca de matriz energética (MATTOS; SANTOS, 2009).

Em relação ao grupo de atividades LULUCF (Uso da Terra, Mudanças de Uso da Terra e Florestas), os países industrializados só poderão se utilizar do MDL para compensar, no máximo, 1% de suas emissões relativas ao ano base de 1989, sendo o restante de redução de emissão exigido na fonte. O teto máximo global para o mercado nesta modalidade se situaria ao redor de 64 Mt de CO2 para o primeiro período (2008–2012) de compromisso, o que significa que se cada país industrializado plantasse cerca de 1.500 hectares de árvores, o mercado global seria inteiramente suprido.

Acerca das metas de redução de emissões, Lohmann (1999) aponta duas questões de cunho político-ecológico. Em primeiro lugar, considere-se a questão política: admitamos que, em média, um cidadão estadunidense produza vinte vezes mais dióxido de carbono do que um cidadão brasileiro. Quer dizer que o primeiro representa um peso muito maior no que diz respeito à capacidade de manter estáveis os níveis do CO2 que têm os mecanismos globais do ciclo de carbono. De que forma essa questão é abordada em um e em outro enfoque político? O primeiro dos enfoques considera essa desigualdade como um desequilíbrio de poder que se encontra no próprio bojo do problema ecológico. Encaminhar-se-ia à igualação mundial das emissões per capita, junto com a redução das emissões totais, sem forçar nenhuma das duas partes a suportar penúrias desnecessárias. Indicaria, por sua vez, que a “dívida de carbono” que o Norte mantém com o Sul, pela superutilização histórica que tem feito da atmosfera, continua, ainda, sem ser paga. Em segundo lugar, aborde-se o impacto desigual no ciclo de carbono como um simples dado da realidade. Pressupõe-se que, uma vez que os países industrializados superutilizam a atmosfera ao longo da história, eles têm o direito de fazê-lo e de continuar a fazê-lo. Essa visão não só ignora a história desigual dos depósitos e sumidouros de carbono, mas também ajuda a agravar as desigualdades mundiais existentes no que diz respeito ao acesso aos recursos naturais.

Sobre a questão ecológica, Lohmann (1999) expõe que a utilização vinte vezes superior da atmosfera que faz um cidadão de um país industrializado, se comparada com a do seu igual nos países periféricos, daria a ele o direito de utilizar, também, outros recursos vinte vezes mais, como vinte vezes mais terra para plantar árvores, vinte vezes mais trabalhadores para plantá-las e mantê-las, e assim por diante. Essa forma “ecológica” de apropriação dos recursosimporta, necessariamente, em novas pressões sobre os direitos da terra e da água no Sul e, portanto, em novos desafios a serem assumidos por aqueles que mal conseguem assumir os velhos.

As experiências mundiais com as plantações florestais para produção de papel e celulose em terras africanas e sul-americanas têm demonstrado o que acontece quando interesses econômicos têm o controle de extensas áreas, com a finalidade de plantar árvores para um único objetivo. As terras de cultivo agrícola e de pastagens para criação animal são usurpadas, os recursos hídricos e pesqueiros são fortemente impactados, e os solos degradados. As comunidades locais são, amiúde, expulsas de seus territórios, são geradas escassas fontes de trabalho e os governos municipais tornam-se menos receptivos às necessidades da população local. Os ecossistemas são simplificados, a biodiversidade é devastada e, inclusive, as florestas nativas são substituídas por plantações. Não há evidência alguma de as plantações destinadas a armazenar carbono virem a ser diferentes, o que configura uma perspectiva ameaçadora.

Considerando que o MDL estipula metas mundiais de redução de emissão, até poderíamos supor que ele se encaixa nas diretrizes de “escala sustentável” da economia ecológica, porém, além dessas metas terem sido estipuladas sem validação científica, num jogo político bastante controverso, não há nenhum tipo de sanção econômica, via OMC, por exemplo, para os não cumpridores das metas. Na prática, portanto, é um mecanismo voluntário. Ademais, o MDL não prevê nenhum tipo de intervenção com a finalidade de promover a “distribuição justa”, limita-se a apenas insuficientes critérios sociais, que mais parecem com uma ação de marketing ecológico do que propriamente de desenvolvimento. De igual forma, não há nenhuma preocupação, bastante salientada acima nos achados de Lohmann (1999), com a solução do problema ambiental distributivo, isto é, com a isonomia de acesso aos recursos naturais (o que também ignora a divisão internacional do trabalho).

O MDL também ignora a relevância da participação dos Estados nacionais, porque limita o papel deles à aprovação de projetos, sem nenhuma vinculação desses projetos exógenos às políticas públicas nacionais que estimulam processos endógenos. Quesitos tão fulcrais para processos de desenvolvimento, como investimentos (públicos e privados), gastos de governo, consumo e relação entre exportação e importação, são simplesmente omitidos nas regras do MDL.

Em estudo analítico sobre viabilidade econômica de projetos florestais de pequena escala submetidos às regras estabelecidas pelo MDL, Mattos e Santos (2009) traçaram seis cenários possíveis, baseados no cruzamento de duas variáveis: a) taxa de acúmulo de carbono (com simulação de duas médias: 1,5 e 2,5 toneladas de carbono por hectare por ano); b) preço da tonelada de carbono no mercado financeiro (com simulação de três valores: US$ 3,00, US$ 5,00 e US$ 7,00 por tonelada de dióxido de carbono). A partir da suposição de 2 hectares de sistemas agroflorestais por família16 (e consideração de 405 famílias cadastradas no Pólo Transamazônica do Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural – Proambiente), chegou-se à área de 810 hectares, que foi multiplicada pelo tempo estimado em um hipotético projeto (de 20 anos), pelas duas variáveis acima e pelo fator (3,66) de conversão de carbono para dióxido de carbono, atingindo-se a renda gerada (em 20 anos, anual e mensal) desde o cenário 1 (mais pessimista) até o cenário 6 (mais otimista). A renda familiar mensal foi dividida pelo fator 4 (considerou-se o valor de R$ 10,00 da diária de trabalho local e o câmbio da época de levantamento de campo de US$ 1,00 = R$ 2,50, o que resulta em US$ 4,00 a diária local), para se obter o valor aproximado da suposta venda de carbono em diária de trabalho local. O cenário 1 aponta a renda com venda de créditos de carbono de sistemas agroflorestais num valor equivalente a sessenta e nove centésimos de uma diária de trabalho local, enquanto o cenário 6 aproxima-se do valor (ainda nada otimista) de 2,67 diárias de trabalho local.

Sugere-se, assim, que – se o MDL continuar a ser pensado a partir de valores especulativos da tonelada de carbono, ignorando os custos de oportunidade de mudanças qualitativas de uso da terra e dos recursos naturais (que deve servir de base para valorar indiretamente o serviço ambiental dentro dos conceitos econômicos ecológicos) – os projetos florestais de pequena escala serão economicamente inviáveis dentro do próprio mecanismo.

Resgatando conceitos de Sraffa (1982), apresentados no Capítulo 1, enquanto forem mantidos no MDL os pressupostos neoclássicos de manipular as leis de rendimento para obter curvas de oferta com formato previamente definido, a remuneração, via créditos de carbono, para projetos florestais continuará a ignorar seus altos custos de transação. E isso não parece ser uma particularidade de projetos florestais de pequena escala, afinal, apenas um projeto florestal de grande escala foi, até o momento, aprovado pela Junta Executiva (Executive Board), enquanto diversos projetos de troca de matriz energética já são executados. Portanto, o que fica nítido é que o MDL foi concebido dentro dos pressupostos da economia ambiental, que não lida com as incertezas inerentes a qualquer projeto (ou lida de forma insuficiente, baseado em assimetrias de informações, embora 100% de simetria não exista, fato que caracteriza os mercados de forma desigual e hierárquica), ou de forma mais ampla, inerentes a qualquer tipo de decisão de investimento. É possível considerar também que a forma exógena de determinação do crédito de carbono configura-se como uma modalidade de “disposição a pagar”, do mercado financeiro, dissociada de seu valor real.

Nas últimas conferências internacionais sobre mudanças climáticas, foi iniciada uma discussão sobre redução de emissões relativas ao desmatamento. Costa Rica e Papua Nova Guiné, com apoio da Bolívia, apresentaram uma proposta conjunta, a qual contemplava compensação de redução de emissões pelo desmatamento evitado atrelada às metas de compensação. Independentemente, organizações não governamentais apresentaram uma proposta de mecanismo para compensar países periféricos pela redução do desmatamento nos seus territórios (MOUTINHO; SCHWARTZMAN, 2005; MOUTINHO et al., 2005; SANTILLI et al., 2005). Já o governo brasileiro assumiu politicamente a defesa da modalidade de desmatamento evitado, porém, dentro de um mecanismo alternativo ao MDL e não considerou essa transação no abatimento de metas de compensação via sequestro de carbono.

Como as regras do MDL são bastante complexas e desmotivadoras para projetos florestais (o que não é o caso dos projetos de energia, com mercado relativamente promissor), chegou-se ao consenso internacional de que o assunto seja levado ao SBSTA (Subsidiary Board of Scientific and Technological Advice) para que ele redija um parecer baseado em incentivos positivos, os quais seriam recebidos pelos países periféricos para evitarem o desmatamento.

Diversas alternativas têm sido apontadas, como a criação de um fundo internacional de preservação florestal. O desafio, nesse caso específico, é tornar um fundo atrativo aos investimentos que serão demandados em alta monta. Nesse contexto, é de vital importância que as instituições de ciência e tecnologia, especialmente as localizadas nos trópicos, antecipem-se e gerem informações para subsidiar estratégias de negociação para o segundo período de compromissos após 2012. É de grande relevância que se determinem indicadores consistentes para avaliação do potencial de projetos, de forma que facilite sua análise e aprovação (MATTOS; SANTOS, 2009).

Entretanto, o desenho de um mecanismo de desmatamento evitado deve ser bastante criterioso. A proposição de um fundo internacional de preservação florestal parece ser algo bastante salutar, desde que obedeça não somente critérios ambientais, mas também critérios sociais e econômicos. Foi vista, com bastante ressalva, ainda que não se opondo, a proposição, pouco embasada economicamente das organizações não governamentais e do movimento ambientalista em especial, sobre o desmatamento evitado, como se essa fosse uma alternativa para o planeta. Apesar de seus benefícios potenciais, em estudo de modelagem econômica ecológica, Costa (2007) aponta também sérios riscos.

Conforme demonstra Fioravanti (2007), ainda que apresente grande potencial de manter florestas em pé, a proposta de desmatamento evitado, se não for implementada sob critérios bastante rígidos, pode apresentar-se como uma desastrosa alternativa social e econômica, ao encolher a produção, a geração de empregos e a arrecadação de impostos. A grande complexidade de operar uma proposta de desmatamento evitado está no fato de que o recurso financeiro para compensação econômica não pode ser, absolutamente, voltado somente para um tipo de agente econômico, isto é, os produtores rurais (seja qual for seu porte fundiário), pois, para obter sucesso, o dinheiro tem de entrar na economia como força produtiva sustentável, e não simplesmente como renda. Transformar usuários da terra em meros rentistas equivale a fazer com que o dono de uma pequena fábrica de móveis, por exemplo, fechasse sua fábrica e vivesse apenas do aluguel de seu imóvel, o que implica que os fornecedores de madeira e de outras matérias-primas para movelaria teriam menos compradores e, consequentemente, teriam de produzir menos ou vender sob preços mais baixos. Desse modo, os elos que fazem a economia girar estariam destruídos.

Costa (2007) analisou a circulação dos 101 produtos da produção rural identificados no Censo Agropecuário (tendo 2004 como ano base), em 18 setores de atividade econômica e por seus desdobramentos – da agropecuária à mineração, e da produção ao consumo final das famílias – nos 31 municípios do Sudeste Paraense. No primeiro caso, o mecanismo de compensação pela redução de emissões – simulando um acordo com os produtores rurais de valores equivalentes aos que eles recebem com a agricultura ou com a pecuária – repõe apenas parte da renda perdida pela renúncia à produção. Se os produtores rurais reduzissem a produção à metade, recebessem metade do lucro anual gerado pela terra para manter a floresta em pé e reduzissem também à metade a emissão de gás carbônico, a economia local receberia R$ 435 milhões extras, por meio de créditos de carbono, valor que representa 60 vezes menos do valor bruto de produção econômica da região em circulação total de mercadorias.

Nesse cenário, a produção cai à metade e a emissão de carbono até um pouco mais da metade (-57%), mas ao custo de recessão da economia local (-9,3%), da retração da massa de salários (-11,3%), da redução dos lucros (-10,5%), dos impostos (-0,1%) e da geração de empregos (-42%), algo insustentável social, econômica e politicamente. No segundo caso, o autor considera uma estratégia que mantivesse a mata nativa e ao mesmo tempo evitasse essas perdas por meio do incentivo à rentabilidade nas áreas que permanecessem intocadas pelos mecanismos geradores de crédito de carbono (a produção de outros proprietários substituiria a dos que entraram no hipotético programa de redução de emissões de carbono). Nesse cenário, a economia local cresceria 5,49%, os salários 9,9%, o emprego 9,8%, os lucros 4,7% e os impostos 3,8%. A economia estadual ganharia R$ 90 milhões e a nacional R$ 340 milhões, no entanto, as emissões de carbono também cresceriam na ordem de 6,7%. Num cálculo geral, o autor demonstra que a renda da economia regional perde R$ 1,80 para cada R$ 1,00 retirado da produção, e, ao revés, a renda de todas as cadeias de produção e consumo ganha R$ 1,80 para cada R$ 1,00 incorporado pela economia.

Esses dados demonstram a pertinência de dois achados de Costa (2007, p. 32) supracitados, o primeiro de que “o dinheiro tem que entrar na economia como força produtiva sustentável, e não simplesmente como renda, e o segundo de que os elos que fazem a economia girar estariam destruídos”. Além de se identificarem com os pressupostos da economia ecológica, que não admitem abdicar do desenvolvimento, mas concebê-lo de forma sustentável, os presentes achados relacionam-se também, de maneira bastante interessante, com as ideias de Albert Hirschman, um dos maiores teóricos do desenvolvimento econômico. Hirschman (1977) traz em sua obra uma análise de mecanismos de indução, isto é, como o crescimento pode ser transmitido de uma região, ou país, para outro.

Ao discutir os efeitos de fluência e polarização, dentro de uma exemplificação hipotética, assumindo o Norte como região em crescimento e o Sul como estagnada, o autor frisa que o crescimento do Norte causará uma série de repercussões econômicas diretas no Sul, algumas favoráveis (por exemplo, intercâmbios comerciais), outras adversas ou de polarização (por exemplo, concorrência mais eficiente economicamente). O autor salienta que a alocação regional dos investimentos públicos é a maneira mais óbvia pela qual a política econômica influencia as taxas de crescimento de regiões deprimidas de um país. No entanto, comumente assiste-se à dispersão de fundos entre numerosos projetos de pequena escala, distribuídos em todo o território nacional, que direcionam o investimento público não para a questão estratégica do desenvolvimento, mas para ações de caráter eminentemente político. Em contraponto, a essência do desenvolvimento é a continuidade dos investimentos prioritários e estratégicos, que por seu grande porte, estimula o avanço tecnológico. No início do processo de desenvolvimento, o investimento demanda grandes somas de recursos públicos, contudo, no seu decorrer, essa demanda decresce em relação aos privados.

O que é possível perceber com as ideias de Hirschman (1977) é que não se pode querer apenas substituir os complexos elos econômicos privados por recursos públicos (ou privados arrecadados pelo ente público) voltados estritamente para a questão ambiental. O que se deve ter em mente é a relevância de instrumentos econômicos que promovam o desenvolvimento econômico sob critérios cientificamente validados e que garantam a proteção e o uso sustentável do patrimônio ambiental.

Dentro dos pressupostos da economia ecológica, uma política de serviços ambientais não obrigatoriamente pressupõe uma política de pagamento de serviços ambientais. Dois exemplos brasileiros podem ser usados para demonstrar essa distinção, sendo um deles o caso do ICMS17 Ecológico, e o outro o do Sistema Nacional de Unidades de Conservação (SNUC), mecanismos que muitas vezes se articulam.

O ICMS Ecológico tem representado um avanço na busca de um modelo de gestão ambiental compartilhada entre estados e municípios, com reflexos objetivos em vários temas, em especial, na conservação da biodiversidade, por meio da busca da conservação in situ, materializada pelas Unidades de Conservação e outros espaços protegidos (LOUREIRO, 2008). O lado interessante e criativo dessa institucionalidade é que ela não representa tributação ambiental extra, mas redistribuição dos recursos financeiros já arrecadados pelo imposto ICMS preexistente, a partir de novos critérios ambientais que se agregam aos critérios sociais e econômicos existentes. Esse mecanismo é apresentado com mais detalhes no Capítulo 7, mas vale lembrar que o ICMS Ecológico é um instrumento econômico que garante a prestação de serviços ambientais sem necessitar de uma contrapartida financeira para pessoas físicas. Porém, um município pode adotar uma estratégia (por meio de uma lei municipal) de repassar parte de sua arrecadação do ICMS Ecológico, advinda da esfera estadual, para pessoas físicas locais, como produtores rurais, no intuito de buscar a manutenção ou ampliação de sua área florestada, consolidando assim uma estratégia de aumento de arrecadação (desde que em seu estado haja a lei de ICMS Ecológico, obviamente).

No entanto, com a atual conjuntura de reduções sucessivas (sobretudo no governo de Fernando Henrique Cardoso) das alíquotas do Fundo de Participação de Municípios (FPM), parece pouco provável que os municípios, há anos cada vez mais dependentes financeiramente de repasses federais e estaduais (entre eles, do orçamento do ICMS) e com muitas atribuições impostas pela Constituição de 1988, tenham autonomia para adotar um modelo de pagamento de serviços ambientais atrelada ao ICMS Ecológico. De igual forma, o SNUC estabelece critérios e normas para a criação, implantação e gestão das Unidades de Conservação, com diversos objetivos e tipos de áreas protegidas, que garantem a prestação de serviços ambientais, sem contemplar contrapartida financeira para pessoas físicas como condição para o alcance de seus objetivos. ICMS Ecológico e SNUC são dois exemplos criativos a serem seguidos.

Enfim, a discussão sobre desenvolvimento econômico e meio ambiente é bastante controversa por se apoiar em linhas de pensamentos conflitantes. A economia ambiental propõe a valoração direta dos serviços ambientais por meio da consideração dos bens não transacionáveis em mercados (por exemplo, recursos naturais) como bens transacionáveis (por exemplo, bens de consumo), enquanto a economia ecológica apoia-se na valoração indireta de serviços ambientais pelo custo de oportunidade da transição produtiva. Enquanto a economia ambiental dicotomiza desenvolvimento econômico e meio ambiente, a economia ecológica assume o meio ambiente como variável do desenvolvimento econômico.

Essas diferentes abordagens admitem o pagamento de serviços ambientais com propósitos bastantes distintos: a Economia Ambiental encara-o como renda que substitui o processo produtivo; a Economia Ecológica, como força produtiva sustentável. Essa última diferença implica a congruência entre a Economia Ambiental e os conceitos teóricos que balizam o Novo Consenso Macroeconômico (câmbio flutuante, metas de inflação e superávit primário, tripé que não prioriza o desenvolvimento econômico, mas a especulação financeira), ao passo que a Economia Ecológica se identifica mais aos ideias keynesianos de desenvolvimento econômico, desde que também cumpridos novos critérios ecológicos constantemente atualizados.

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Capítulo 4
Políticas públicas

Luciano Mattos

Marcelo Hercowitz

O estudo e a execução de políticas públicas são caracterizados por uma curiosa anomalia: além das metodologias, os pesquisadores e os gestores estão divididos pela definição mesma do objeto de investigação e gestão. Precisar quais são os elementos constitutivos de uma política pública é, de fato, uma operação bastante complexa, tanto nos aspectos teóricos quanto práticos. As dificuldades tornam-se evidentes se considerarmos o fato de que os próprios pioneiros no estudo de políticas públicas oferecem definições muito diferentes, ora identificando uma política como um programa projetado com valores, fins e práticas, ora apontando que o policy making (o fazer política) é um processo de aproximações sucessivas a algum objeto desejado, em que também o que é desejado é continuamente submetido a reconsiderações. A ênfase no controle orgânico e programado da intervenção pública, implícita na primeira definição, atenua-se até desaparecer na segunda, que, ao revés, conduz a aspectos como o ajustamento ininterrupto aos fins e à negociação (LINDBLOM, 1995; REGONINI, 1989).

Pesquisas baseadas na formulação, adoção e implementação de políticas públicas foram difundidas de modo heterogêneo nas diversas tradições culturais. No entanto, é notório que a academia estadunidense possui uma clara preponderância no campo, seja no sentido cronológico ou no caráter quantitativo, pois a imensa maioria dos estudos, publicações e periódicos continuam centrados naquele país. Entretanto, esta clara preponderância tem afetado sensivelmente os limites das investigações empíricas. Como mencionam Hogwood e Gunn (1984), os autores estadunidenses escrevem como se os Estados Unidos fossem o único lugar do universo a ter políticas públicas. Regonini (1989) frisa, ainda, que somente a partir dos anos 70, em alguns países europeus, como Inglaterra, Alemanha e Suécia, foram promovidas iniciativas científicas explícitas no campo de políticas públicas. Na Itália, seu país de origem, o autor supracitado expõe que a análise de políticas públicas surge como disciplina na grade curricular universitária somente em meados dos anos 1980 do último século.

Von Beyme (1986) lembra que o atraso na afirmação do estudo de políticas públicas como setor de pesquisa autônomo nos países latinos, em comparação ao mundo anglo-saxão, talvez não se deva à questão lexical, já que no vocabulário latino existe somente um único termo (isto é, “política”) para identificar tanto atividades de ampliação de consenso e poder por parte de um grupo, partido ou coalizão, quanto linhas de intervenção dos centros decisórios públicos em um setor particular, como educação, saúde, defesa meio ambiente, etc. Já a língua inglesa dispõe de duas expressões bem distintas, respectivamente, politics e policy.

Regonini (1989) salienta que o desenvolvimento dos estudos de políticas públicas advém do crescimento das ciências sociais a partir dos anos 1920, imbuídas na busca de alternativas às graves consequências ocasionadas à sociedade com a crise econômica da era do laissez-faire. Vinte anos depois, duas tendências nesse campo tomam seus próprios rumos. De um lado, surge uma corrente de pensamento fortemente crítica em relação ao posicionamento e aos resultados da disciplina oficial, que é julgada demasiadamente acadêmica e que dista dos reais problemas que afligem a sociedade, propondo o desenvolvimento de uma abordagem multidisciplinar aos problemas sociais. A segunda corrente, entretanto, é movida por uma finalidade mais teórica, que suscita a necessidade de se buscar um conhecimento mais realista e documentado de como, efetivamente, são tomadas as decisões políticas, procurando encontrar e reconstruir os processos concretos de busca de consenso e de gestão de poder. Se a primeira corrente se distancia da segunda por estar mais entretida com as demandas da sociedade, a segunda julga isso inócuo se não forem diagnosticadas as formas de tomadas de decisão para que a sociedade possa se inserir nesses processos.

Dos interesses analíticos acima, derivam as duas grandes linhas de pesquisa nas quais se articulam os estudos sobre políticas públicas. A primeira, caracterizada pela finalidade “prescritiva”, analisa os processos de formulação e de atuação da intervenção pública, com foco no diagnóstico e propósito explícito de melhorar os resultados a partir de sugestões de mudanças e indicações de ações. A segunda, caracterizada pela finalidade “descritiva”, predominantemente positiva e explicativa, procura reconstruir a modalidade dos processos decisórios, as características dos atores participantes e as relações entre as diversas fases do policy making, de modo a formular modelos mais realistas e incisivos da maneira como foram adotadas as escolhas sobre as alocações dos valores de uma sociedade (REGONINI, 1989). Indo mais fundo nas diferenças pontuadas pelo autor, a linha prescritiva faz uma análise a partir de ideias ou valores preconcebidos, enquanto a linha descritiva limita-se ao campo da observação. Diferenças à parte, é nítido que a análise descritiva pode remeter à atuação prescritiva.

Além da distinção entre as linhas prescritiva e descritiva, é relevante destacar as diferenças quanto às opções metodológicas: a primeira linha segue uma abordagem “indutiva”; já a segunda, opta por demonstração “dedutiva”. O método dedutivo trabalha com experiências, com lógica argumentativa racional ou axiomática, assumindo premissas como universalmente verdadeiras porque delas se podem deduzir as proposições de uma teoria ou de um sistema lógico. Desse modo, tudo aquilo ulterior não altera o ponto de partida, pois a validade dos segmentos vem pela forma e não pelo conteúdo. Já no método indutivo, os enunciados afetam os resultados, ou seja, a hipótese de partida é enriquecida e pode gerar resultado final diferente da premissa básica que norteia o estudo da política pública em questão.

Ao confrontar os termos politics e policy, é possível considerar que o primeiro refere-se ao poder executivo central, às forças políticas e ao Parlamento (variável independente), enquanto o segundo remete-se às estruturas e às ações que dizem respeito à intervenção da esfera pública (variável dependente). Na contraposição dos termos, é o tipo de aposta em jogo que condiciona a ação política, ou seja, a relação entre politics e policy é uma relação dialética, na qual, muitas vezes, a ação da policy cria novos atores para a politics. Desse modo, é fulcral a sociedade bem interpretar a relação entre politics e policy para que tenha noção dos limites objetivados, pois políticas públicas podem emanar não somente dos governos nacionais, mas de igual forma, da sociedade civil organizada.

No contexto europeu ocidental e escandinavo, face à fortíssima tradição de Estado, faz todo sentido diferenciar Governo e Estado. A execução de políticas públicas estratégicas não se traduz meramente como uma ação de governos nacionais, mas como uma questão de Estado pouco modificada por qualquer tendência ideológica de Governo temporariamente assentada no poder central. Porém, indiscutivelmente, essa diferenciação no contexto latino-americano é pouco nítida, comumente sendo confundidas as diferenças entre Governo e Estado. Isso ocorre pela ainda frágil institucionalidade de nossos Estados, formados recentemente, dando margem para que grupos políticos assentados temporariamente nos governos nacionais confundam (ou ignorem) suas atribuições e façam uso da estrutura de Estado em benefício próprio, quando não dão o golpe e se perpetuam no poder. No entanto, o avanço do processo democrático nos países latino-americanos tende, a cada dia, a evidenciar as diferenças entre Governo e Estado, mesmo que essa diferenciação tenha alto custo político. Centrar a ação do Estado nas questões estratégicas nacionais não é algo trivial, pois pode ferir profundos interesses de grupos políticos historicamente apegados ao poder.

Sarmento (2007), a partir de estudos de Habermas, apresenta de maneira bastante didática a diferença entre Governo e Estado quando expõe que a intervenção do Estado na vida econômica e a provisão de serviços sociais são necessárias para manter o crescimento econômico e o bem-estar social, pois quando uma sociedade depende extensivamente de bens e serviços gerados pela produção capitalista privada, a vida econômica tende a ser flutuante e incerta. Ideia, como se vê, oposta à visão neoclássica, que presume que o livre mercado tende ao equilíbrio e que a intervenção do Estado desestabiliza a vida econômica. O Governo tem de fornecer muitos serviços e as companhias privadas não estão dispostas a intervir, porque esses não são suficientemente rentáveis. Cabe ao Estado assumir um número cada vez maior de tarefas, porém, encontra resistências em obter receitas necessárias à concretização dessas ações, pois estas provêm de impostos que incidem sobre os indivíduos e sobre as empresas privadas, que menos delas necessitam. Assim, o Governo – de qualquer Estado Nacional – dificilmente consegue lidar adequadamente com essas exigências contraditórias se não for muito comprometido com suas causas políticas históricas e se não souber construir (ou se não detiver) as condições políticas para executar tais ações. Como consequência inevitável, num curto espaço de tempo, as pressões tornam-se mais agudas do que dantes, em virtude do âmbito dos serviços fornecidos pelo Estado estar em constante expansão ou em constante aumento de demandas não atendidas. Logo, a capacidade dos partidos políticos − particularmente daqueles que advogam papel ao Estado − para cumprir as suas promessas tem diminuído, fenômeno que provoca retração parcial do apoio público, pelo menos de seu público histórico, e crise de legitimação.

Assim, existem atributos de Estado que são intransferíveis, sendo operados via políticas públicas. À Casa Civil, compete à coordenação política do Governo, já ao Ministério do Planejamento, Orçamento e Gestão (MPOG), compete, no Estado brasileiro, a coordenação da elaboração e avaliação do Plano Plurianual (PPA). O MPOG define política pública como um conjunto de formulações conceituais, de objetivos orientados para a solução de um ou mais problemas e de diretrizes que orientem condutas. E um conjunto de programas − ou apenas um programa bastante abrangente pode compor uma política pública. Desse modo, uma política pública nacional deve consolidar uma leitura comum de um problema, identificar uma situação objetiva e interpretar a conjuntura final, sem olvidar que a execução desse processo se dá por ajustes constantes, como qualquer processo de planejamento. Portanto, ao Governo, compete executar os programas governamentais, dentro do propósito ideológico para o qual foi eleito, cada qual como uma unidade de gestão de ações executadas por um ou mais atores para a resolução de um problema.

Pode-se, assim, formular três questões que tentaremos responder: quais são as consequências da adesão neoliberal do Brasil, conforme apresentada nos Capítulos 2 e 3, para a execução de políticas públicas com caráter estratégico de Estado? E quais são os limites da sociedade civil brasileira organizada na proposição de políticas públicas estratégicas dentro dessa conjuntura? Ao se assumir, dentro dos pressupostos da Economia Ecológica, que a questão ambiental é questão de Estado, como se internaliza o meio ambiente à pauta governamental? Antes de responder essas três fundamentais indagações, num sentido didático, vejamos quais são as tipologias de políticas públicas e como elas se relacionam com a questão ambiental.

Lowi (1970, 1972, 1995) cunhou quatro tipologias de políticas públicas: distributivas, redistributivas, reguladoras e constitucionais. As políticas distributivas são aquelas que fornecem benefícios bem precisos a grupos sociais, setoriais ou regionais, sem nenhuma relação explícita ou direta com os respectivos custos dos benefícios, que recaem sobre toda coletividade da sociedade por meio de medidas fiscais. Por sua vez, entram nessa categoria fiscal os programas de transferência de renda com critérios sociais (ex.: Bolsa Família), os subsídios concedidos para culturas agrícolas ou ramos industriais específicos, as facilidades fiscais concedidas a categorias sociais e profissionais ou áreas geográficas particulares, os programas de obras públicas localizados em determinadas zonas, entre outros. As políticas redistributivas são aquelas que fornecem benefícios a grandes faixas sociais, portanto, comportam custos sensíveis, mas repartidos entre amplos grupos sociais. Exemplos dessas políticas podem ser encontrados na reforma agrária, reforma da previdência social ou em medidas progressivas de taxação do imposto de renda, entre outros. As políticas reguladoras são aquelas que condicionam os comportamentos de determinadas categorias ao impor respeito às leis, códigos, tetos de lucros (conforme o ramo produtivo) e regras de vínculos da iniciativa privada. O código de trânsito, a lei de defesa do consumidor, as regras legais de inibição de fusões de monopólios (que podem comprometer a vida econômica do país) ou acordos internacionais de proteção da camada de ozônio e de regulação climática são exemplos desta tipologia de política pública. No caso dos exemplos internacionais, a classificação é condizente, desde que sua aplicação esteja atrelada às políticas públicas nacionais. E as políticas constitucionais são aquelas que estabelecem os procedimentos para a adoção das decisões públicas e as relações entre os vários aparelhos do Estado, tendo caráter transversal às acima citadas (REGONINI, 1989).

Regonini (1989), ao remeter-se a Lowi (1972), salienta que cada uma das categorias de policy corresponde a uma arena de poder diferente, isto é, uma diversa rede de atores, estrutura de processos decisórios e contexto constitucional. Assim, a lógica de variável independente da politics e de variável dependente da policy pode se inverter e resultar na intraduzível situação em que policy determines politics.

Antes de se discutir como se relacionam as três primeiras tipologias de políticas públicas (pois a última, como já indicado, é transversal e impõe as regras de criação das demais), vejamos a importância da coerção e dos processos políticos que balizam essa relação. Lowi (1970) aponta que o mais importante conceito dinâmico que amarra todas as variáveis estruturais é a coerção, pois inevitavelmente existe um elemento intrínseco de coerção na vida coletiva. As organizações são os meios de estabilizar as relações entre os membros da coletividade e o Governo, o meio de legitimar as coerções. O autor pondera que existem muitas formas e origens de coerção, iniciando com formas de uso da força física entre um indivíduo e outro (ou entre grupos de indivíduos) até a mais efetiva e sistemática delas, com forma e origem no Estado.

Lowi (1972), ao complementar seus achados da obra anterior, pondera que as formas de coerção disponíveis ao Governo podem ser remotas, isto é, as sanções são ausentes, imediatas ou pré-estabelecidas, a não ser que se trate de uma ditadura, fazendo-se desnecessárias as sanções pré-estabelecidas. Essas formas de sanções são relativamente simples de se impor estatutariamente, porém, se forem demandadas ações ou condutas que envolvem um ambiente mais amplo, sem dúvida crescem as complexidades. A Figura 1 ilustra essas ideias do autor, que se tornarão mais claras adiante na discussão sobre relações entre as três tipologias de políticas públicas.

Figura 1. Tipologias de coerção vs. tipologias de políticas públicas.

Para Lindblom (1968), uma policy é resultado de muitos processos com compromissos políticos envolvidos. Bauer e Gergen (1968) complementam, dizendo que policy é um cenário envolvendo decisões com amplas ramificações e longas perspectivas na vida de uma organização (e na vida coletiva – grifo nosso). Desse modo, policy é algo indissociável das decisões públicas. O processo de definição da policy envolve profundos interesses econômicos, sociais e, claramente, ideológicos, abrindo um campo de ampla disputa política. Esse conjunto de ideias nos leva a concluir que também são indissociáveis o processo político de definição da policy e a coerção, pois processos que envolvem interesses exigem força política.

Retornando a Lowi (1970), os processos políticos de formulação de políticas públicas distributivas possuem probabilidades mais remotas de coerção, enquanto os processos de políticas públicas reguladoras já ferem outros interesses, sobretudo econômicos, podendo demandar formas coercitivas mais ou menos intensas. Mas a grande complexidade está na definição de políticas públicas redistributivas, que demandam coerções imediatas dentro de um ambiente de conduta bastante amplo, pois promovem profundos confrontos entre interesses de classes. Lowi (1972) bem lembra que o embate de classes não é particularidade somente da pauta de discussões de políticas públicas redistributivas (ainda que nelas os conflitos sejam bem mais exacerbados), podendo configurar-se, de certa forma, também na formulação de políticas públicas distributivas, que comumente prevalecem na pauta de conselhos formados entre governo e sociedade, por sua menor complexidade e alta visibilidade.

Quanto aos estudos de Lowi (1970, 1972), Regonini (1989) menciona que, em particular, os processos políticos de formulação de políticas públicas distributivas tendem a ativar as organizações para objetivos precisos, bem circunscritos, que procuram pressionar as comissões parlamentares competentes, as quais por sua vez assumem estilos decisórios marcados pela colaboração e pela troca recíproca de favores, com flagrantes interesses eleitorais. Já os processos análogos das políticas públicas redistributivas, ao revés, são jogados essencialmente por meio de complexas negociações entre as grandes organizações dotadas de alta representatividade, não necessariamente numérica, mas de expressivo poder político-econômico, que incluem sindicatos de trabalhadores e patronais, federações e confederações de representação setorial, associações de empreendedores e outras, e os responsáveis políticos do executivo, que muitas vezes não detém a neutralidade entre as partes interessadas em conflito ou a visão de Estado demandada. Os processos de definição das políticas públicas reguladoras, como foram apresentados anteriormente, podem exigir formas mais ou menos intensas de coerção. No entanto, não contraditoriamente, tendem a fomentar processos decisórios também conflitantes devido à sua visibilidade mais ampla, mais próxima da imagem corrente do processo político, com opinião pública mobilizada e polarizada − mas não necessariamente remetida às classes sociais − e processos apertados de votação nos Parlamentos, plebiscitos ou referendos.

Especificamente nos casos das políticas públicas distributivas e redistributivas, a primeira, geralmente, apenas envolve novos critérios na distribuição do orçamento já arrecadado da esfera pública (ex.: Bolsa Família); no entanto, a segunda determina novas taxações de renda (ex.: novos critérios de alíquotas de imposto de renda pessoa física ou jurídica) e riqueza (ex.: desapropriações de latifúndios para implementação de reforma agrária) do orçamento público ainda não arrecadado da esfera privada, o que expõe os motivos para tanta resistência política e, consequentemente, demanda de coerção.

Mas como as tipologias de políticas públicas distributivas, redistributivas, reguladoras se relacionam com o meio ambiente? O processo de construção de uma pauta ambiental que efetivamente balize o desenvolvimento nacional em bases sustentáveis é extremamente complexo, pois exige políticas públicas de perfil distributivo, redistributivo e regulador. Seria um grande chavão mencionar que a questão ambiental é complexa somente por essa particularidade, pois questões sociais e econômicas, de igual forma, também trazem consigo essa complexidade. A grande diferença que se põe em curso é que a questão ambiental exige novo aparato de leis e de instrumentos econômicos que afetam profundamente todos os interesses políticos e econômicos estabelecidos, pressupondo novos estilos de vida e de produção, distribuição, circulação e consumo de mercadorias, assim como novas formas de descartes de resíduos de produção e consumo.

A pergunta que cabe, então, é se na questão social e econômica, a exemplo da questão ambiental, as inovações também não afetam os mesmos interesses políticos e econômicos. Obviamente que sim, mas geralmente de maneira mais setorial. Tomemos como exemplo a reforma agrária. Fazê-la, significa preparar as bases social e econômica − e também ambiental, se a proposta for de concatenar reforma agrária e agroecologia, mas não consideremos essa hipótese − para o processo de desenvolvimento de uma nação. Significa também mexer com patrimônio historicamente consolidado e com profundos interesses políticos e econômicos do setor ruralista. Ainda que as classes média e alta do meio urbano estejam dissociadas do patrimônio latifundiário, elas majoritariamente reagem contra, não propriamente por solidariedade de classe social dominante, mas porque sentem seu patrimônio urbano indiretamente ameaçado. Desta feita, se a reforma agrária tiver sucesso, fica um sentimento político de resistência dessas classes urbanas ao Governo em vigência, porém, sem alterar o modus operandis de suas vidas sociais e econômicas. O exemplo exposto difere do que ocorre na questão ambiental, em que as mudanças podem até pressupor desafios mais amenos à sociedade, no entanto, afetam-na como um todo ao quebrar tradições, hábitos ou padrões de consumo de todas as classes sociais.

Outro ponto relevante a destacar é que os problemas ambientais são mais abstratos e menos perceptíveis pela sociedade, no curto prazo, do que os problemas sociais, econômicos e políticos, a não ser que ocorra um grande impacto ambiental, como o desastre nuclear de Kiev. Assim, a inserção da questão ambiental nos processos de desenvolvimento torna-se menos interessante politicamente. Um governante mais pragmático poderia pensar no porquê de se abrir uma disputa política e onerosa financeiramente ao caixa de sua unidade de gestão, se a questão ambiental não faz parte do processo cognitivo e crítico da sociedade. Ou em como orientar o gasto público para algo que tem baixos retornos eleitorais. O semelhante ocorre com a educação. Assim, o papel de setores mais críticos da sociedade em relação ao meio ambiente também deve ser o de encontrar justificativas políticas para a mudança dos estilos de vida econômica.

Em tempo, apontemos alguns exemplos de políticas públicas ambientais de perfil distributivo, redistributivo e regulador. A lei federal de crimes ambientais e as novas normas de emissão de efluentes industriais estabelecidas pela Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental (Cestesb), no Estado de São Paulo, são dois exemplos, entre tantos, de políticas públicas ambientais reguladoras. Um programa nacional de serviços ambientais que se propõe a ofertar uma bolsa verde aos agricultores familiares, a partir de novos critérios de gastos públicos dentro das fontes já existentes de tributação financeira, ou uma prefeitura que articule a aprovação de uma lei municipal que destine parte dos recursos financeiros arrecadados com o Imposto sobre Circulação de Mercadorias e Prestação de Serviços (ICMS) Ecológico aos proprietários rurais que mantenham ou recuperem áreas com cobertura florestal, constituem-se como casos de políticas públicas ambientais distributivas. Porém, se um país propõe criar um novo imposto para fomentar um fundo ambiental e, com ele, operar uma política de serviços ambientais (como no estudo de caso da Costa Rica apresentado no Capítulo 7, onde foi criado um imposto adicional sobre consumo de combustíveis fósseis para alimentar o Fundo Nacional de Financiamento Florestal – Fonafifo) ou se uma nova lei federal for criada prevendo que propriedades rurais e plantas industrias que não se adaptarem, dentro de um período determinado de tempo, às novas exigências ambientais, tornam-se passíveis de desapropriação pública, temos caracterizada, em ambos os casos, a introdução de políticas públicas ambientais redistributivas.

Vale ainda salientar que iniciativas de adesão voluntária a) que envolvam provedores-vendedores e beneficiários-compradores de serviços ambientais (ex: créditos de carbono) restritamente da esfera privada; b) que não prevejam a participação orçamentária e gestora dos Estados Nacionais; e c) que não estabeleçam vínculo obrigatório às políticas públicas, indubitavelmente, não entram na tipologia de Theodore Lowi e não se constituem como políticas públicas, e sim, como exemplos de livre iniciativa de mercado. Em suma, não há política pública sem a presença dos Estados nacionais, e sua ausência também releva os projetos de serviços ambientais a períodos e resultados temporários.

Mas como garantir longevidade na prestação de serviços ambientais com períodos e resultados permanentes? Podemos destacar dois pontos fundamentais. Primeiro ponto: é imprescindível que haja um “plano nacional de desenvolvimento”, e dentro dele, uma “política nacional de meio ambiente” que balize o desenho de todas as políticas públicas federais, estaduais e municipais. Esse ponto não é tarefa trivial e exige uma profunda renovação institucional nos processos de gestão pública. No contexto brasileiro, conhecimentos de gestão ambiental necessitam ser assimilados por todos os gestores públicos do Ministério do Planejamento, Orçamento e Gestão e órgãos estaduais e municipais afins para que a construção do Plano Plurianual (PPA) e dos governos estaduais e municipais já contemplem os critérios ambientais na concepção e avaliação de resultados de todos os programas governamentais. Ficando sob a responsabilidade do Ministério do Meio Ambiente (MMA), e demais órgãos relacionados, o apoio à execução de políticas públicas dos demais ministérios, e secretarias estaduais e municipais, estratégia que garantiria os quesitos ambientais previamente nos processos de desenvolvimento.

Ainda dentro do processo de renovação institucional, os gestores públicos ambientais também demandam assimilar conhecimentos de gestão pública de processos estratégicos de desenvolvimento. Uma das grandes dificuldades que se assiste no Brasil é que a gestão ambiental é atribuição restrita dos órgãos ambientais, que não têm orçamento, staff competente e força política para balizar, com critérios ambientais, a execução de políticas públicas, tampouco atribuição legal para conceber e analisar os resultados, no âmbito ambiental, dessas políticas dos demais ministérios e secretarias estaduais e municipais. O papel conjunto de planejamento e meio ambiente deve ser o de qualificar todas as políticas públicas, de modo a não reduzir a questão ambiental a algo setorial e oposto à diretriz nacional de desenvolvimento econômico.

Segundo ponto: é igualmente imprescindível que haja uma “política nacional de serviços ambientais”, acoplada à política nacional de meio ambiente, que contemple: a) um programa de ciência e tecnologia para levantamento e contabilidade do patrimônio ambiental, de forma a condicionar e qualificar o plano nacional de desenvolvimento, sobretudo, para gerar conhecimento à i) substituição de recursos não renováveis por recursos renováveis, ii) definição de limites de exploração de recursos renováveis dentro da capacidade de renovação do meio ambiente e iii) definição da capacidade de absorção de resíduos pelo meio ambiente; b) um programa de transferência de renda, de caráter temporário, voltado para populações de baixa renda de áreas rurais, e que estimule economicamente a reestruturação produtiva agroflorestal, agrossilvipastorial e agroextrativista de propriedades rurais individuais e áreas de uso coletivo; c) um programa de desenvolvimento econômico sustentável, com linhas de crédito rural e industrial submetidas a critérios ambientais e incentivos econômicos para cumprimento de quesitos ambientais (ex.: desconto nas parcelas de amortização financeira); d) um programa institucional de governança que defina, nitidamente, as atribuições do governo e da sociedade civil organizada na questão ambiental.

Ao cruzar as propostas acima com as tipologias cunhadas por Theodore Lowi, pode-se concluir que um programa de transferência de renda exige a criação de uma política distributiva; um programa de desenvolvimento econômico sustentável demanda a instituição de uma política redistributiva; e um programa institucional de governança requer a elaboração de uma política reguladora.

O programa de transferência de renda deve ter caráter temporário, no intuito de promover a inclusão social definitiva das populações rurais de baixa renda na vida econômica do país, e essa passagem confere ao seu público a participação ativa no programa de desenvolvimento econômico sustentável. Por conseguinte, ambos os programas devem ser conjuntamente planejados para atingir esse objetivo, com o recurso público paulatinamente deixando de entrar na vida econômica como renda para se tornar força produtiva. No caso específico do programa de desenvolvimento econômico sustentável, se já houver as fontes fiscais demandadas, a política pode ser distributiva. Porém, mesmo nessa condição, é estratégico que seja redistributiva (a partir da cobrança de royalties e ecotaxas de empreendimentos que impactem o meio ambiente) não só com o objetivo de arrecadar fontes financeiras adicionais, mas como forma de onerar economicamente as atividades produtivas altamente geradoras de impactos ao meio ambiente.

O fluxo de recursos financeiros para um fundo ambiental redistributivo deve ser perene e com aumento gradativo de exigências ambientais legais ao longo do tempo. Num primeiro instante, a estratégia poderia parecer arriscada para o processo de desenvolvimento econômico, com probabilidade de regressão econômica e redução de empregos, mas, se concomitantemente houver linhas de crédito rural e industrial submetidas à critérios ambientais e incentivos econômicos para cumprimento de quesitos ambientais, opções inovadoras são criadas de forma a garantir as adaptações necessárias à estrutura produtiva rural e industrial do país, sem o risco ou ônus real de regressão econômica e redução de empregos, ao revés, novos serviços poderiam ser gerados para auxiliar esse processo adaptativo, com ampliação dos postos de trabalho.

Reflitamos agora sobre o programa institucional de governança. De acordo com Sarmento (2007), a legitimação de políticas públicas é estudada pelo estreito ângulo da abertura das arenas de decisão e afasta-se das dimensões cognitivas e simbólicas da ação pública. Um dos meios ensaiados para superar esta limitação é o novo conceito de governança, entendido por um lado como um espaço político fortemente diferenciado em redes setoriais, e por outro, como reação a um Estado incapaz de formular e controlar as políticas públicas isoladamente. Assim, a governança é um modo de ação em redes de políticas públicas que mistura atores públicos e privados. A questão ambiental exige uma estratégia nesse sentido, pois é muito ampla e inserida no cotidiano de indivíduos e instituições privadas, que passam a ser protagonistas do processo de adaptação a um pressuposto de desenvolvimento econômico ecológico. Falar em governança não se trata de reduzir ou menosprezar a importância do Estado no processo de desenvolvimento, pois sem ele o mesmo processo não se estabelece, mas de conferir co-responsabilidade à sociedade na questão ambiental.

Voltemos então à primeira das três perguntas lançadas acima: mas quais são as consequências da adesão neoliberal do Brasil, conforme apresentada nos capítulos 2 e 3, para a execução de políticas públicas com caráter estratégico de Estado? Galvão e Brandão (2003) expõem que se o impedimento do presidente Fernando Collor de Mello, a posse de seu vice Itamar Franco e as eleições de Fernando Henrique Cardoso e Luiz Inácio Lula da Silva contemplam mudanças no âmbito da política (no sentido de politics), no âmbito da economia, ao contrário, a mesma trajetória acena para uma linha de continuidade1. As privatizações, concessões de serviços públicos, desmonte do controles estatais e outras medidas assemelhadas continuaram seus cursos durante toda década de 1990, sem serem questionadas na década seguinte. O fato é que o planejamento governamental do desenvolvimento no Brasil alcançou seu auge (ver Capítulo 2) nos governos militares, quando esteve associado ao autoritarismo então vigente.

Assim, o planejamento do desenvolvimento terminou sendo erroneamente identificado como instrumento autoritário, típico do momento histórico nacional que se queria superar. Mas outros fatores também contribuíram para essa rejeição, como a deterioração da capacidade de mobilização de recursos e de investimentos do Estado e a autonomização das instituições de orçamento e de execução orçamentária no interior do aparelho estatal, estimulada pela descrença de planos, com o afastamento crescente das metas programadas aos resultados observados. Nos últimos anos, porém, assistimos a um processo tímido, mas relevante de retomada do papel do Estado no planejamento do desenvolvimento, muito influenciado pelo perfil gerencial da presidente, Dilma Rousseff, e da formação econômica heterodoxa do Ministro da Fazenda, Guido Mantega.

Ainda de acordo com Galvão e Brandão (2003), o arranjo programático-operacional foi tratado com afinco e relativa precisão, estabelecido na trilogia PPA-LDO-LOA (Plano Plurianual [PPA], Lei de Diretrizes Orçamentárias [LDO] e Leis Orçamentárias Anuais [LOA]), definindo-se aqueles mesmos parâmetros – prazos, critérios e executores – ausentes no caso anterior. A LDO age como uma “camisa de força” e acopla PPA (quadrienal) e LOA (anual) a cada ano. Apesar de compreender uma parte relevante e indispensável das funções de planejamento, esse arranjo programático-operacional não é capaz, por si só, de ocupar a contento o vazio da falta de reflexões e debates mais amplos sobre os rumos do desenvolvimento nacional. Uma boa visão do conjunto das ações de governo, ano a ano ou no horizonte plurianual, não substitui uma visão abrangente dos destinos nacionais, nem ao menos permite que a sociedade promova, de maneira efetiva e isenta de “tecnicalidades”, o debate sobre o futuro almejado, capaz de criar as condições para que se pavimente o caminho necessário ao avanço do desenvolvimento econômico escolhido. No texto constitucional de 1988, são os planos nacionais, regionais, setoriais e de ordenamento territorial que devem se ajustar ao PPA, e não o contrário, como se apenas os meios devessem condicionar inexoravelmente os fins almejados. Em suma, a programação de dispêndios ao longo dos exercícios fiscais se tornou mais importante que assegurar os melhores rumos para as ações de governo.

Relembremos agora a segunda pergunta: e quais são os limites da sociedade civil brasileira organizada na proposição de políticas públicas estratégicas dentro dessa conjuntura? A consequência mais grave na nova forma constitucional de se conceber políticas públicas e programas governamentais dissociadas de um plano nacional de desenvolvimento é que o exercício de elaboração do PPA vira um campo de disputa política pontual, com cada gestor público defendendo causas regionais, setoriais ou, até comumente, pessoais, fato que reduz não só a efetividade dos resultados futuros, mas que fecha os espaços para um debate nacional de projeto-país. Um exemplo bastante emblemático pode ser ilustrado no caso dos programas territoriais, tão relevantes para a questão ambiental: a falta de uma diretriz nacional gerou pelo menos onze programas territoriais no PPA 2004/20072, distribuídos em cinco ministérios, sem nenhuma integração intra e entre as unidades gestoras e com orçamentos irrisórios.

Outro exemplo é do Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural (Proambiente), que no seu âmago, não é somente uma proposta de programa piloto de serviços ambientais, mas uma tentativa bem mais complexa de qualificação de vários programas setoriais que impulsionem, a partir de suas inovações rurais, a criação de uma política nacional de serviços ambientais, mas que não obteve o êxito esperado por exigir uma grande articulação entre ministérios, ação que pressupõe uma forte coordenação política, algo ausente na nova lógica neoliberal do Estado brasileiro. Estes achados levam a conclusão de que apesar da ampliação dos espaços de participação da sociedade civil em conselhos federais, as perspectivas de efetividade de suas propostas de políticas públicas tornam-se limitadas com o advento do PPA.

Quanto à última questão: ao assumir, dentro dos pressupostos da Economia Ecológica, que a questão ambiental é questão de Estado, como se incorpora o meio ambiente à pauta governamental? Ao contrário do que sugerem pensadores da Economia Ambiental, a ausência ou redução do papel do Estado compromete a questão ambiental, pois externalidades ambientais negativas, conforme demonstrado no Capítulo 3, exigem regulação estatal. Assim, a pauta ambiental não pode ser deixada somente às relações de mercado, pois elas não tendem ao equilíbrio, e sim às incertezas. Podem-se ter avanços pontuais nas relações de mercado, alguns até dentro dos pressupostos econômicos ecológicos. Porém, a tendência é a predominância de medidas ambientais com concepções neoclássicas que norteiam a Economia Ambiental. A adoção prioritária dos pressupostos econômicos ecológicos exigiria também grandes mudanças políticas e econômicas, sobretudo no que se refere ao aspecto dos investimentos agropecuários e industriais assentados em bases mais sustentáveis, que se choca com a atual diretriz macroeconômica de altos juros (que repelem investimentos) e metas de inflação.

Atualmente, as pesquisas sobre as relações entre as políticas governamentais e suas escolhas macroeconômicas tendem a distanciar-se do campo das policy studies para constituir o segmento mais importante de uma nova área disciplinar, a new political economy. Da parte dos estudiosos de políticas públicas, surgem fortes críticas à nova abordagem, tanto ao acusá-la de demonstrar interesse somente aparente pelas policies, quanto à crítica pela omissão de aspectos essenciais, como o efetivo grau de implementação, as modalidades concretas de aprovação ou o nível de satisfação dos usuários (DYKE, 1968), além do caráter estratégico de cada policy.

Nesse sentido, os estudiosos de políticas públicas reagem e direcionam seus trabalhos na identificação de redes de atores mais significativos e na avaliação de seus respectivos graus de influência nos processos que precedem a adoção de algumas importantes decisões políticas. Impulsionada por uma clara inspiração anti-sinóptica, a corrente crítica tende a valorizar a importância das analises históricas e contextuais, assim como tomar estudos de casos como exemplos pontuais (REGONINI, 1989). Logo, o próximo capítulo traz relevante debate sobre o papel do capital social e da participação social na gestão de políticas públicas, algo determinante para a questão ambiental e que se liga de forma salutar às críticas e preocupações acima citadas de Dyke (1968) e Regonini (1989).

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Capítulo 5
Capital social e participação social na gestão de políticas públicas

Luciano Mattos

Eduardo Brondízio

Marcelo Hercowitz

A tendência de consideração exclusiva dos aspectos econômicos limita a inclusão de elementos essenciais para a análise de sustentabilidade dos processos de desenvolvimento. A consideração de interdependência entre economia e meio ambiente exige igual atenção aos sistemas sociais, culturais, políticos e institucionais, que além do mais, servem de alicerce para processos econômicos. Na mesma linha de raciocínio, Martínez Alier et al. (1998), dentro dos preceitos da Economia Ecológica, levantam que a elaboração de cenários futuros de desenvolvimento sustentável sugere a necessidade de introdução de novas instituições sociais e econômicas.

Nesse contexto, o presente capítulo propõe uma discussão sobre capital e participação social para pontuar a importância de se considerar esses elementos, em diversos níveis de organização social e política, como centrais na articulação entre desenvolvimento econômico e sustentabilidade ambiental. Vale ressaltar que o conceito de capital social aqui assumido refere-se ao reconhecimento de instituições locais, como as populações rurais da Amazônia, e suas interfaces com instituições de abrangência mais ampla, todas elas interagindo com ações de políticas públicas. Entendemos instituições como regras formais e informais que governam comportamentos humanos e diferentes formas de ação coletiva (NORTH, 1991; OSTROM, 2000). Esse capítulo traz, inicialmente, diversas definições sobre capital social, não propriamente com o objetivo de contrapô-las, mas, principalmente, com o intuito de examiná-las a luz de políticas de desenvolvimento, e no seu fechamento, resgata questões importantes de participação social em políticas públicas. Argumentaremos, ainda, sobre a importância de se considerar diversas formas e níveis de capital social, incluindo aqueles que contribuem e obstruem processos participativos em políticas públicas.

Brondízio et al. (2009) definem capital natural, capital físico e capital humano, para, em seguida, definirem capital social. Para os autores, capital natural é a herança que os seres humanos recebem da natureza em forma de recursos naturais terrestres, oceânicos e atmosféricos, que geram fluxos de funções e serviços ecossistêmicos de extremo valor para a humanidade. Já capital físico é o estoque de recursos materiais e capital manufaturado, que podem ser usados para produzir um fluxo futuro de renda monetária. Capital físico existe sob uma grande variedade de formas, como edifícios, rodovias, ferrovias, hidrovias, veículos automotores, tratores, máquinas e implementos agrícolas, ferramentas, manejo de paisagem, criações animais e tantas outras formas. A origem do capital físico se dá em processos produtivos que demandam tempo e outros recursos materiais destinados a gerarem renda monetária futura.

A história de políticas de desenvolvimento em regiões como a Amazônia tem dado ênfase primordial à formação de capital físico. Como resultado, em determinadas circunstâncias, esse capital pode também gerar danos, e não somente benefícios. Políticas nacionais e internacionais tendem também a privilegiá-lo. Investimentos em armamentos, por exemplo, colaboram para o aumento de capital físico e fluxos monetários, num ponto de vista particular. No entanto, representam uma ameaça ao bem-estar da humanidade.

O capital humano compreende o conhecimento e a habilidade adquiridos que cada indivíduo traz de sua atividade. Formas de capital humano também diferem entre si. O aprendizado no ambiente universitário, por exemplo, é um tipo diferente de capital humano em relação àquele aprendizado empírico que um agricultor adquire na sua prática cotidiana, apesar do último ser igualmente importante em determinadas circunstâncias. Assim como o capital físico, o capital humano também pode ser usado com propósitos destrutivos ou construtivos. Um indivíduo com conhecimento em linguagem computacional pode usar sua habilidade para a criação de programas de auxiliem na solução de problemas coletivos futuros ou para a geração de programas lidos como vírus virtuais que destroem memórias de outros usuários com o simples propósito de obter benefício financeiro individual futuro. Em outro exemplo, indivíduos ou grupos de interesse e lobbies, munidos de capital social, com conhecimentos e privilégios para manipular políticas públicas e incentivos econômicos, podem se apropriar de recursos públicos de forma legítima ou ilegítima em detrimento da maior parte da população. A história recente de desenvolvimento do Brasil, em geral, é fortemente marcada por tais apropriações, muitas das quais institucionalizadas dentro de diversos níveis de governo.

Já o termo capital social é tratado nas ciências sociais como um conjunto de características, entre elas, confiança, normas de reciprocidade, redes de engajamento cívico, regras e leis que contribuem para aumentar a eficiência da sociedade nos processos de desenvolvimento. Quando os seres humanos se deparam com dilemas sociais ou situações de ação coletiva, como aquelas que envolvem regulação de um ecossistema, eles podem maximizar estratégias que os deixam em situação pior que outras disponíveis ou traçar acordos que podem balizar o aprendizado mútuo de como trabalhar conjuntamente de forma melhor (ABRAMOVAY, 2001; BRONDÍZIO et al., 2009).

Conforme os exemplos de capital físico e capital humano, também no caso de capital social podem ocorrer direcionamentos para um uso inadequado. A formação de gangues, máfias, cartéis e redes de corrupção entre indivíduos e governos representam formas de capital social donde emanam corrupção, violência física e/ou moral contra a sociedade, além de controlarem fluxos de capital em benefício privado. Tais mecanismos sublinham parte significante do processo de desmatamento de novas fronteiras agrícolas, apropriação e regularização ilegal de terras e uma variedade de recursos naturais expropriados da região em benefícios de poucos, mas apoiados por uma visão de desenvolvimento que se justifica pela sua ênfase na formação rápida, apesar de não duradoura, de capital físico, como estradas e terra desmatada, de maior valor de mercado.

É válido esclarecer que o sentido de “confiança” (trust), trazido por Abramovay (2001) e Brondízio et al. (2009) e que se deseja imprimir no presente capítulo, refere-se não somente aos acordos comunitários formais ou informais, característicos dos modos de vida rural, e à quantidade de confiança que suportam esses acordos, mas também àquelas alianças que permitem a formação de esquemas de corrupção. No primeiro caso, entre outros objetivos, o capital social tem maior chance de assegurar a prestação de serviços ambientais, isto é, a manutenção do capital natural em escala de paisagem rural, de modo a perpassar várias propriedades rurais individuais e áreas de uso comum. No segundo caso, “confiança”, no sentido oposto, visa amenizar assimetrias de informação e ação coletiva voltando-se para o uso e o acesso a um determinado recurso.

No geral, porém, o termo capital social é usado ou como sinônimo de uma forma desejável e positiva de ação coletiva e cívica (interpretação mais comum e disseminada nos últimos 20 anos) ou como referência, no entender de Bourdieu (1986), ao âmbito individual, às redes familiares e às redes extra familiares que facilitam a mobilidade social e o acesso a certos tipos de capital humano, físico e natural1.

Berkes e Folke (1994) usam o termo “capital social” para se referirem às características das organizações sociais, enquanto Ostrom (2000) opta pelo uso do termo “capital institucional” para se referir ao suprimento de estrutura e habilidade organizacional que a sociedade tem à sua disposição, classificando-o como subgrupo do capital social. A última autora também frisa que o capital humano é o estoque de educação, cultura e conhecimento acumulado nos seres humanos, e capital cultural é a interface entre capital natural e capital manufaturado. O capital natural e suas relações com o capital humano são pontos de fundamental interesse na Economia Ecológica para a concepção de políticas públicas.

Para North (2000), indivíduos com diferentes experiências têm distintas explicações de mundo e, consequentemente, tomam decisões distintas para resolverem problemas idênticos. Logo, o processo de desenvolvimento sustentável exige que a sociedade organize instituições que permitam intercâmbios anônimos e impessoais no tempo e no espaço. A chave do desempenho da sociedade encontra-se na aprendizagem que se adquire e se emprega para resolver problemas. Porém, não se pode perder de vista que as questões colocadas pelo autor são pertinentes desde que resguardados os papéis planificador e interventor dos Estados nacionais nos processos de desenvolvimento, pontos que Douglass North falha ao pouco ressaltar. Nesse sentido, Brondízio et al. (2009) argumentam que instituições que facilitam a integração de governança de recursos naturais, em diversos níveis e entre diversos setores sociais e políticos, representam uma forma importante de capital social, ainda que praticamente inexistente ou ainda incipiente pela natureza centralizada de políticas públicas e/ou a tendência de tais políticas serem aplicadas a um só nível de governança.

Assim, em busca de complemento aos estudos dos autores acima, o ponto crucial do processo de desenvolvimento econômico está na capacidade coordenadora dos Estados nacionais, que dispõem de instrumentos econômicos que estimulam o investimento público e privado, o gasto público, o consumo e a relação superavitária entre exportação e importação, enfim, estimulando a criação de uma demanda efetiva. De forma adicional, a organização da sociedade, em diferentes formas de capital social, potencializa e participa da ação do Estado.

Por cultura, entendemos a transferência de normas, valores e ideias entre gerações. Porém, este não é um processo passivo e estático, mas contestado, remodelado e seletivo, cuja trajetória pode ser progressiva ou brusca, dependendo da situação confrontada pelos diferentes setores de uma sociedade.

De uma maneira geral, modos intergeracionais de transferência de conhecimentos diferem entre populações de acordo com modos de vida, organização, localização e história de conflito. Nas sociedades urbano-industriais, os processos de transferência de conhecimentos valorizam formas menos empíricas e mais científicas. No caso de populações rurais, os processos de transferência de conhecimentos são predominantemente empíricos, baseados nas experiências de vida, história oral e experimentação direta de seus indivíduos. Porém, isso também representa uma simplificação da variedade de estratégias, trocas de informações e dinâmicas sociais das quais estas populações são partes ativas e, em alguns casos, influentes. Vale a ressalva de que apesar de o presente volume utilizar o termo “populações tradicionais” no mesmo sentido que é aplicado às políticas públicas socioambientais, nesse capítulo não o utilizamos como uma categoria geral por contradizer uma visão dinâmica de cultura, estratégias econômicas e aspirações sociais entre qualquer população rural (ARAÚJO, 2009).

É importante reconhecer que os modos de vida econômica2 são aprendidos pelas populações rurais desde a infância, enquanto entre populações urbano-industriais, isso se dá nas escolas e universidades, e no dia a dia da vida profissional. Ambos oferecem vantagens e desvantagens na segurança social, econômica e na habilidade de famílias e populações rurais de se adaptarem às mudanças externas. Porém, estas diferenças criam situações polêmicas e de conflitos com resultados sociais, econômicos e ecológicos indesejáveis, quando políticas públicas reproduzem valores culturais fortemente urbanos para definir a regulamentação dos modos de vida econômica da sociedade como um todo e de formas de desenvolvimento nacional e regional.

Outro ponto a se destacar é que entre populações rurais, as relações e obrigações sociais levam a uma menor preocupação em manter informações confidenciais entre os membros de uma mesma comunidade, no que se refere à vida econômica, realidade bastante distinta da vida econômica das sociedades urbano-industriais, competitivas na sua essência, com empreendimentos públicos e privados protegidos por patentes.

Nos argumentos de Hobbes citados por Granovetter (1985), transações sociais e econômicas dependem de confiança e ausência de atos ilegítimos. O mesmo autor ainda enfatiza que instituições afetam as relações sociais, configurando-se como uma questão clássica da teoria social. A eliminação das relações sociais em certas análises econômicas remove o problema da agenda intelectual restrita à essa esfera econômica. A análise de relações sociais expostas por Granovetter (1985) é fundamental para a boa interpretação dos processos de desenvolvimento rural, pois evita suceder nos erros apontados por Martins (2000), quando esse expõe que, por muito tempo, a sociologia rural foi mais uma ciência que abordou os problemas sociais da expansão da fronteira agropecuária como efeitos da modernidade do que uma ciência aberta à compreensão dos efeitos destrutivos e perversos que não raro a modernização postiça acarreta.

Outro passo importante para entender o desenvolvimento rural é considerar que grande parte das populações rurais, em diferentes graus e formas, não se organiza sob a base da extração e apropriação do trabalho alheio. Ao contrário, tem na família ou na comunidade a fonte do trabalho que aciona o capital envolvido no processo de produção (WANDERLEY, 1998), assim como a estrutura agrária não é apenas um elemento do sistema de produção, mas também a base da organização social (FURTADO, 1969). Diferentemente de uma empresa rural patronal, o critério de maximização do trabalho num estabelecimento familiar ou numa área de uso coletivo não é puramente a obtenção da maior lucratividade, mas o atendimento a compromissos familiares e comunitários (ABRAMOVAY, 1998).

Dessa forma, estudos de desenvolvimento rural, como adoção de uma política pública de serviços ambientais, não podem se restringir aos aspectos econômicos e agronômicos dos sistemas de produção, tendo que considerar as relações sociais e arranjos institucionais nos quais estão envolvidas as populações rurais.

Conforme salienta Mattei et al. (2005), no contexto atual, não pode ser atribuído às populações rurais somente o papel produtivo, mas também deve-se compreender e valorizar suas multifuncionalidades, pois as mesmas cumprem funções de a) reprodução socioeconômica das comunidades e famílias rurais, b) promoção de segurança alimentar da sociedade como um todo, c) manutenção do tecido social e cultural e d) conservação do meio ambiente, dos recursos naturais e da paisagem rural. De forma semelhante, um novo olhar para o rural deve negar o viés exclusivamente produtivo – sem deixar de contemplá-lo, obviamente – e exigir a interação entre as populações rurais e seus territórios (que são ocupados também por outros atores sociais, como grandes produtores rurais, agroindústrias e sociedades urbano-industriais, que geralmente dominam os processos de decisão), a provisão de serviços públicos e a contestação entre as dimensões mercantis e não mercantis das atividades produtivas. Brondízio et al. (2009) ilustram estas dinâmicas ao discutirem interdependências funcionais entre sistemas de uso da terra de populações indígenas, agricultores de várias escalas e municipalidades ao redor do Parque Indígena do Xingu e sua bacia hidrográfica.

Para Maillot (1996 citado por ABRAMOVAY, 2000), o passado dos territórios, sua organização e seus comportamentos coletivos são componentes que não podem ficar ausentes na montagem de políticas públicas inovadoras de desenvolvimento rural, já que os comportamentos inovadores não são somente nacionais, podendo depender de variáveis definidas no plano local ou regional. Assim, políticas públicas destinadas à promoção do desenvolvimento rural não podem deixar de incorporar o conceito territorial. Para Abramovay (2003) e Beduschi Filho e Abramovay (2004), territórios não são definidos como conjuntos neutros de fatores naturais e de dotações humanas, mas, antes de tudo, pela maneira como organizam grupos sociais, laços formais e informais de confiança e modalidades não mercantis de interação ao longo do tempo, além de apresentarem dimensões simbólicas, culturais, ecológicas, econômicas e sócio-políticas que diferenciam a formação do capital social.

Dediquemos mais algumas linhas às relações de confiança e sua interface com a questão de bens comuns e serviços ambientais em escala de paisagem rural. Para Hardin (1968), dentro de sua obra clássica A Tragédia dos Comuns, os indivíduos tendem a aumentar seu comportamento egoísta quando enfrentam situações de escassez na exploração de qualquer recurso natural ou bem comum, de tal maneira que se envolvem em circunstâncias não cooperativas e, por si mesmos, aceleram a degradação do bem que se encontra em risco. Contudo, Ostrom (2000), em outra obra clássica, El Gobierno de Los Bienes Comunes, sugere que esta ideia não é de toda certa, já que as restrições que se consideram imutáveis nem sempre o são, propondo um jogo no qual é possível estabelecer vínculos entre todos os jogadores, obrigados a cumprir os acordos iniciais e submetidos a estratégias de cooperação formadas por eles mesmos.

Para Beduschi Filho (2003), de acordo com as pesquisas de Ostrom (2000), em situações de risco de uso dos recursos naturais, a cooperação entre indivíduos e diversos tipos de ação conjunta podem acontecer e produzir bens coletivos em níveis ótimos. Em Folke et al. (1994) temos que, para obter a sustentabilidade, a comunidade global precisa lidar com novos tipos de problemas ameaçadores do bem-estar futuro e da existência humana. Mas para a maioria dos residentes urbanos, e também para uma parcela rural, existe uma distância crescente entre as decisões de consumo e as formas de produção e uso de recursos naturais, perdendo assim mecanismos de retroalimentação que permitam aos consumidores avaliar e compreender o impacto de suas escolhas (MORAN, 2008). Somente ao vivenciar situações de escassez na exploração de recursos naturais é que as sociedades passam por processos de aprendizagem e estabelecem acordos coletivos visando manejo no longo prazo.

Junqueira e Abramovay (2005) expõem que políticas de desenvolvimento rural que envolvem serviços ambientais em escala de paisagem rural e recursos de uso comum exigem formação de redes sociais e estabelecimento de relações de confiança, reciprocidade e reputação. Os autores definem redes sociais como grupos de indivíduos entre os quais a frequência de interações econômicas e a densidade de relações sociais permitem reduzir a incerteza ligada ao risco moral e discernir precisamente os membros compromissados dos não compromissados com a ação coletiva.

O compromisso numa ação coletiva, porém, pode esbarrar nas relações de poder intrínseco da sociedade, que não podem ser omitidas. Oliveira (2007) lembra que a ausência de discussão que leve em conta as relações de poder e dê maior consequência à relação entre indivíduo e sociedade são questionáveis desde o plano internacional ao local. Dessa constatação deriva outra observação que se refere a sua crença na capacidade de transformação que está nas mãos do agente. Para o autor, resume-se a uma inverdade que o agente pode ser “dono de seu destino” se não levarmos em conta o contexto no qual indivíduos operam.

O que não pode ser ignorado, portanto, é que a realidade é um efeito de lutas sociais, e ao mesmo tempo, “é o lugar de uma luta permanente para definir a própria realidade” (BOURDIEU, 1998, p. 118), na qual a conquista da liberdade sempre será, no máximo, uma possibilidade relativa. O conceito de “agente social”, conforme a definição do autor, ou seja, como aqueles indivíduos que tanto estão expostos à ação do interior (mental) e do exterior (social), quanto, da mesma forma, são produtores de ação, parece mais adequado, uma vez que está mais relacionado à construção social do indivíduo, pautado pelas dimensões diacrônicas e sincrônicas.

Para Oliveira (2007), da mesma forma, no contexto atual, em que a realidade de um país está diretamente influenciada pela configuração de poder geopolítico-econômico, não é possível acreditar que a transformação social ou mesmo individual dependa somente da condição de agente do indivíduo, mas da interação entre estes e as condicionantes micro e macroestruturais. Foucault (1999, p. 277) expõe que “não existe um único poder em uma sociedade, e sim relações de poder que se opõem uma às outras”. Nesse contexto, entra a importância do capital social, ou da organização coletiva de grupos de representação da sociedade, na participação efetiva dos processos políticos de tomadas de decisão, isto é, na participação social de políticas públicas.

Mas como um grupo de causadores de degradação dos recursos naturais que se encontra em uma situação de interdependência pode se organizar para obter benefícios conjuntos ininterruptos, apesar da interferência dos não cumpridores? Na visão de Ostrom (2000), a resposta está condicionada aos seguintes elementos: a) consideração dos custos e benefícios das ações dos indivíduos e sua vinculação com os resultados esperados; b) redução da incerteza causada pela falta de conhecimento sobre o sistema de recursos exportáveis (por meio de um processo de aprendizado de ensaio e erro)3; e c) sentido de provisão e apropriação dos recursos de uso comum.

Desse modo, Ostrom (2000) ressalta a ideia de “governar a si mesmo”, que, sem dúvida, é relevante no meio rural, sobretudo, no estabelecimento de laços formais e informais de confiança. Mas que ainda não é totalmente suficiente para o processo de desenvolvimento num dado território, sendo imprescindível a presença do Estado como mediador das relações de poder existentes, conforme exposto por Oliveira (2007).

Outra pergunta ainda mais desafiadora que surge no debate é: como mudar uma situação em que os que se apropriam, atuam de maneira independente a outra em que adotam estratégias coordenadas para obter melhores benefícios comuns?

Segundo Ostrom (2000), a solução não está, necessariamente, na criação de uma organização. Parte-se da premissa de que os problemas a serem resolvidos demandam métodos de provisão incorporados por um novo conjunto de instituições. Dentre tais métodos, teríamos: a) o estabelecimento de compromissos aplicáveis e supervisão mútua do que se estabelece, sem perder de vista a natureza incremental e autotransformadora da mudança institucional; b) a importância da característica dos regimes políticos externos; c) a necessidade de incluir os custos de informação e transação, assim como ter limites claramente definidos; d) a coerência entre as regras de provisão e apropriação; e) os arranjos de decisão coletiva; f) a supervisão, as sanções graduadas, os mecanismos de resolução de conflitos; e g) o reconhecimento mínimo de direitos da organização e entidades participantes. Outro dado importante é que os custos da transformação institucional são menores quando participam líderes hábeis no processo.

Mais uma vez vale observar que as ideias da autora são fundamentais no meio rural, mas se estratégias sociais não forem atreladas às políticas públicas, de acordo com os argumentos do Capítulo 4, buscando qualificar o próprio processo social e o poder de colaboração do capital social, os resultados podem se resumir a benefícios apenas temporários.

Berkes e Folke (1994) enfatizam que muitas sociedades desenvolvem instituições para conciliarem interesses individuais e coletivos. Já Ostrom (2000) demonstra que exemplos bem sucedidos de uso de bens comuns foram possíveis porque o processo de mudança institucional se apresentou como um processo incremental e sequencial, com benefícios de curto prazo que facilitaram as inversões futuras, contando com a cooperação das comunidades envolvidas, do Estado e da iniciativa privada.

Os diversos exemplos internacionais de acordos coletivos em torno de recursos de uso comum revelam que: a) quando não há uma boa estratégia de comunicação entre os usuários de bens comuns, a tendência é de haver exploração acima da capacidade de renovação dos recursos comuns, num patamar que se aproxima da teoria da Tragédia dos Comuns, de Hardin (1968); b) quando há uma boa estratégia de comunicação entre os usuários de bens comuns, são obtidos benefícios conjuntos substancialmente maiores; c) quando os valores de pagamentos de serviços ambientais são relativamente baixos (em relação ao custo de oportunidade – grifo nosso), a comunicação cara a cara permite aos usuários alcançar e manter acordos próximos ao nível ótimo de apropriação de recursos; d) quando os valores de pagamentos de serviços ambientais são muito altos (novamente tendo como parâmetro os custos de oportunidade – grifo nosso), alguns participantes ficam tentados a não cumprir ou burlar os acordos coletivos, logo, os resultados conjuntos melhorados são inferiores aos das situações em que os valores de pagamentos de serviços ambientais são atrativos, mas não tão altos; e) se é oferecida oportunidade de participar de um monitoramento com alto custo de transação e a efetiva aplicação de sanções, os usuários tornam-se dispostos a punir os que exploram o recurso comum; f) quando os usuários discutem abertamente e acordam seus próprios níveis de uso e seus sistemas de sanções, o não cumprimento dos acordos se mantém a níveis muito baixos e os resultados se aproximam do nível ótimo (OSTROM, 2000).

Para Martínez Alier (1998), em geral, em problemas multicriteriais não há solução ótima para todos os critérios ao mesmo tempo, logo, os tomadores públicos de decisão precisam encontrar meios para estabelecimento de soluções via acordos. Métodos multicriteriais, geralmente usados para políticas ambientais, precisam oferecer uma estrutura consistente para lidar com os problemas e evoluir nos processos de decisão. Já Bittencourt et al. (1998) apontam que as características centrais das experiências problemáticas estão na capacidade precária de articulação com outros atores da região e sua dependência dos poderes públicos federais. Para Guanziroli (2005), é evidente a relevância das relações sociais no desenvolvimento dos territórios rurais sustentáveis, sendo fundamental a presença de vários segmentos para firmar pactos sociais e territoriais, avançando para além de políticas setoriais.

No debate sobre desenvolvimento rural, além da questão territorial, Leite (2005) mostra a importância de integração de políticas distributivas (transferência de renda, crédito rural e programa de equivalência-produto), reguladoras (preços mínimos, direitos compensatórios, tributações, comércio exterior), redistributivas (reforma agrária) e institucionais (conselhos nacionais, estaduais e municipais de desenvolvimento rural sustentável, ministérios, autarquias, secretarias estaduais e municipais). Porém, as políticas públicas, comumente desenhadas para o meio rural brasileiro, especialmente aquelas voltadas à agricultura familiar, às populações tradicionais e aos povos indígenas, não conseguem cobrir as especificidades relativas à condição de ocupação do território, impregnando-se do absoluto viés assistencialista ou restritamente agrícola.

No caso de uma política nacional de serviços ambientais, o contexto territorial é relevante para conferir a prestação dos mesmos serviços em escala de paisagem rural. Um desafio, então, para o avanço de políticas de desenvolvimento rural sustentável com abordagens territoriais) é a elevada autonomia dos municípios, que, se por um lado pode representar dificuldades para a formulação e execução de planos regionais, por outro tem pouco capital humano e recursos financeiros para investir em planejamento e manejo integrado a escala regional. Cientes do problema, Beduschi Filho e Abramovay (2004) levantam a necessidade de organizações intermediárias, além dos limites municipais, mas aquém dos próprios estados, para a promoção da sustentabilidade nos territórios. A existência de instâncias formais que assegurem processos participativos de tomadas de decisão e participação social em políticas públicas também constitui elemento-chave do desenvolvimento territorial.

Flores e Cazella (2005) apontam a inexperiência de agentes governamentais e a falta de mecanismos de resolução de conflitos como pontos de estrangulamento para o desenvolvimento territorial. Portanto, instituições públicas de ensino, pesquisa e extensão, organizações sindicais e privadas locais devem apoiar o Estado na elaboração de planos de desenvolvimento territorial, no desenho de políticas públicas e na execução de programas complementares de desenvolvimento rural, como políticas e programas associados de remuneração de serviços ambientais.

Segundo Beduschi Filho e Abramovay (2004), as políticas territoriais brasileiras têm se limitado à distribuição de incentivos e concessão de isenções como formas de estímulo à produção em regiões deprimidas. Mesmo na produção rural (sobretudo agrícola), caracteristicamente formada por atividades tão fortemente territoriais, o Estado é, antes de tudo, um gestor de excedentes e de rendas, ao se responsabilizar, fundamentalmente, pela redistribuição de recursos para as localidades, baseado em tomadas de decisões centralizadas. O Estado ainda não possui estrutura e mecanismos de incentivo para lidar com dinâmicas locais, tendo dificuldades profundas – ou resistência política, conforme o contexto – para relacionar-se com organizações em rede.

Mattei et al. (2005) expõe que alguns princípios de políticas públicas territoriais da Europa e dos Estados Unidos podem servir para nosso país, menos como exemplo a ser imitado, mais como uma referência para se compreender a multiplicidade de fatores envolvidos no processo de promoção do desenvolvimento rural. Dois bons exemplos internacionais podem ser citados: o Programa Ligações Entre Ações de Desenvolvimento da Economia Rural (LEADER), implantado no início da década de 1990 pela União Europeia; e o Programa Empowerment Zones and Enterprise Communities (EZ/EC), desenvolvido nos Estados Unidos desde 1993.

O Programa LEADER, desenvolvido com uma abordagem territorial para enfrentar as crises de áreas rurais europeias, enfoca seu planejamento na competitividade dos territórios, incorporando de forma inovadora os aspectos econômicos, ecológicos, sociais e culturais nas suas ações. Lançado no ano de 1991, o programa tem uma abordagem “de baixo para cima”, de caráter participativo e multissetorial, elementos fundamentais no enfoque de desenvolvimento territorial de áreas rurais. Os projetos incorporam os diferentes atores sociais, por meio dos Grupos de Ação Local, responsáveis pela animação do processo de mobilização comunitária para o planejamento a médio e longo prazo. Portanto, as políticas são estabelecidas por demandas de desenvolvimento, e não mais por demandas administrativas (BEDUSCHI FILHO; ABRAMOVAY, 2004).

Por sua vez, a orientação do Programa EZ/EC é de conseguir o comprometimento dos cidadãos para uma ação de planejamento estratégico a longo prazo, que seja permanentemente monitorado e envolva os diferentes atores das comunidades, transformando as estruturas políticas e institucionais. O programa trabalha a elaboração de planos comunitários pautados na busca de oportunidades econômicas, desenvolvimento sustentável, cooperações locais e visão estratégica de mudança (BEDUSCHI FILHO; ABRAMOVAY, 2004).

Similarmente ao Programa LEADER, o Programa EZ/EC prima pela participação da comunidade na elaboração dos projetos de desenvolvimento, e os recursos não são entendidos como uma simples doação, mas como um instrumento de construção das comunidades. A diferença fundamental entre o Programa LEADER e o Programa EZ/EC é que o primeiro não prioriza territórios, enquanto o segundo elege comunidades com índices altos de pobreza. Guardadas as diferenças, a garantia de sucesso de ambos os programas está na criação de novas instituições e na forte presença do Estado (BEDUSCHI FILHO; ABRAMOVAY, 2004).

Outra boa referência de política pública integrada de desenvolvimento rural é o Le Contrat Territorial D´Explotation (CTE), programa desenvolvido pelo Governo francês na década de 1980. O programa estimulava a produção econômica sustentável, dentro de uma estratégia integrada de desenvolvimento territorial que também assegurava a geração de emprego e renda, segurança alimentar, conservação do meio ambiente e beleza cênica em escala de paisagem rural. Nos anos 1990, o CTE sofreu modificações na transição dos Governos Mitterrand para Chirac, sendo agora denominado Contrat de Agriculture Durable (CAD), com redução da abordagem territorial e maior foco na propriedade rural.

No Brasil, o debate sobre desenvolvimento territorial começa a ganhar força, mas ainda carece de maior coordenação governamental, pois como fora demonstrado no Capítulo 4, há uma profusão de programas repetidos em diversos ministérios, muitos pautados em Arranjos Produtivos Locais (APLs). Para Martin e Sunley (2001), o uso irrestrito do conceito de APL como parâmetro de política pública traz consigo o risco de se promover ou ampliar tanto o uso não sustentável dos recursos naturais como a concentração de renda, caso a atividade prévia contenha esse perfil de impacto.

Little (2005) e Mattos e Pereira (2006) destacam a concepção do Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural (Proambiente), classificando-o como uma das propostas brasileiras mais inovadoras de desenvolvimento rural sustentável que une, num mesmo programa governamental, controle social, desenvolvimento territorial, manejo integrado de unidades de produção e acordos comunitários de serviços ambientais. O Proambiente possui também uma particularidade relevante: foi concebido como projeto da sociedade civil organizada da Amazônia (2000-2002), passando por um processo de transição em 2003, até se tornar um programa federal inserido no Plano Plurianual (PPA) 2004/2007.

O processo de construção do Proambiente é um exemplo significativo do fortalecimento da democracia brasileira, envolvendo mais de 20 mil pessoas em diversos eventos realizados no ano de 2002. Sua constituição como programa governamental, ainda que pouco priorizada pelo Governo federal - que o reduziu a uma ação governamental no PPA 2008/2011, praticamente eliminando seu funcionamento -, demonstra a natureza propositiva da sociedade civil organizada da Amazônia durante a década de 1990. Também podemos considerar que o surgimento dessa proposta tão plural é resultado de uma reação da sociedade à ausência do Estado na Região Amazônica. Essa conclusão corrobora com Martin (2001) quando este alega que a diminuição do papel do Estado provoca, sob limites flagrantes, a organização da sociedade civil e a gestão comunitária dos recursos naturais.

Os esforços para a promoção do desenvolvimento territorial exigem tanto o papel interventor do Estado quanto a participação formal e qualificada da sociedade civil organizada, além de obedecer a uma bandeira histórica dos movimentos sociais rurais de participação social de políticas públicas.

Para Bobbio et al. (2004), o conceito de política, entendida como forma de atividade, está estreitamente ligado ao poder, mas não apresenta relação somente com as entidades e processos que se orientam pelo Estado. A ideia da política como algo que extravasa o Estado é crucial justamente por apreciar as dificuldades que surgem com respeito à acomodação dos conflitos e à busca de objetivos comuns, o que supõe a construção de uma aparelhagem institucional para equilibrar o exercício do poder de uns cidadãos sobre outros.

A profusão de conselhos gestores se constitui como uma importante inovação institucional de políticas públicas no Brasil democrático. Embora as experiências anteriores à Constituição de 1988 devam ser lembradas, a expansão recente da prática de gestão por conselhos traz inovações políticas que não podem ser ignoradas. Do ponto de vista da gestão das políticas públicas e da democracia participativa, os conselhos trazem uma complementação necessária a outras formas de representação política. Entretanto, não são raros os estudos sobre o tema que enfatizam a precariedade da participação social destes conselhos e sua tão frequente submissão a poderes locais dominantes. De qualquer forma, é praticamente unânime o reconhecimento do potencial de transformação política que os conselhos representam. A existência de conselhos gestores, que ainda em muitas situações operam sob amplas dificuldades, abre o caminho para que se amplie o círculo social das discussões sobre o controle das políticas públicas, constituindo espaços públicos de composição heterogênea, de natureza plural e, fundamentalmente, espaços de negociação de conflitos em torno de iniciativas e projetos que expressam interesses políticos diversos (JUNQUEIRA, 2004). Pois o maior desafio na construção dos conselhos não está na capacidade de reunir um grupo composto por representantes dos poderes públicos, de lideranças sindicais e representantes da esfera produtiva, e sim, na capacidade de representar uma mudança real no ambiente institucional (NORTH, 1991).

Para Mattei et al. (2005) é crucial que os gestores de políticas públicas percebam seu papel enquanto agentes, e não como definidores exclusivos dos rumos do desenvolvimento. A proposição de políticas públicas deve também partir de experiências que reconheçam a percepção dos atores sociais locais e espelhem a dinâmica de forças sociais existentes no território, além, obviamente, das estratégias políticas nacionais. As ações locais podem também servir de complemento para a atuação nacional.

Romeiro (1998) e Sachs (1976) expõem que as relações comunitárias cumprem papel decisivo na concepção de políticas públicas de desenvolvimento rural ao eliminar contradições entre critérios microeconômicos de escolha tecnológica, pertinentes a cada unidade produtiva, e critérios macroeconômicos e sociais, definidos pelo conjunto da comunidade rural.

Um ponto importante a se considerar é que os processos de renovação institucional da sociedade, em certas circunstâncias, são mais rápidos que do Estado. Desta feita, o exercício de participação social em políticas públicas também pode colaborar na renovação do último. Nessa linha, Hébette e Moreira (2004), Mattos (2006) e Monteiro (2004) traçam uma renovação interessante dos movimentos sociais rurais amazônicos. De acordo com os autores, na década de 1970, a principal marca dos movimentos sociais era a oposição ao regime militar, tendo como principal bandeira de luta o embate ideológico. Com a Nova República, os movimentos passaram anos para redirecionar suas reivindicações e, no início dos anos 1990, a maior parte das organizações havia se recomposto, voltando-se para a a) unificação das reivindicações de interesse geral (ex.: Grito da Terra, Grito da Amazônia); b) criação de novas formas de organização para atender a diversidade de problemas das populações rurais (ex.: Grupo de Trabalho Amazônico – GTA, Conselho Nacional dos Seringueiros – CNS, Movimentos dos Atingidos por Barragens – MAB); c) negociação de políticas públicas de financiamento rural (ex.: Fundo Constitucional de Financiamento do Norte – FNO, Programa Nacional de Fortalecimento da Agricultura Familiar – Pronaf); e d) elaboração de projetos de desenvolvimento regional sustentável, que passaram a servir de base para a negociação de novos modelos de políticas públicas e: Programa Piloto de Proteção às Florestas Tropicais – PPG7, Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural – Proambiente). Apesar das dificuldades inerentes, os esforços do movimento social sintetizam a busca da emancipação social, econômica e política dos povos amazônicos.

Para Hébette e Moreira (2004), o movimento gerado pela convergência das lutas sociais amadureceu os movimentos rurais desse tipo, que passaram a dar maior atenção ao econômico, em contraste ao político. E mais recentemente, a questão da sustentabilidade fez emergir a dimensão ecológica nesses movimentos (MATTOS, 2010).

Apesar dos avanços dos processos de renovação institucional da sociedade, não é fato incomum, pelo contrário, é bastante corriqueiro, que o funcionamento de conselhos federais compostos pela sociedade civil organizada, em muitas situações, ainda não tenha adquirido plenamente o pressuposto fundamental de participação social efetiva em políticas públicas, que é o de avaliar resultados e propor aprimoramentos às próprias políticas públicas. Aprimoramentos que surgem como demanda não só provinda do processo endógeno de avaliação, mas também de aspectos exógenos da conjuntura regional, nacional e internacional. Os conselhos federais, no entanto, limitam-se ou reduzem-se a fóruns de protestos de demandas não atendidas, que muitas vezes até distam do objetivo da política pública em questão. Se mil casas populares são construídas, por exemplo, atendendo a demanda total de mil famílias de uma determinada região de ação do conselho em pauta, seus representantes podem se dar por satisfeitos, sem questionar a relevância de se discutir se o gasto público para atender tal demanda envolveu cinco ou cinquenta milhões de reais. Assim, não é só necessária a renovação na forma como o Estado encaminha políticas públicas, mas também, a continuidade dos processos de renovação da sociedade, para justificar e qualificar a sua participação social em políticas públicas, que avaliza e consolida, de forma intermitente, a democracia.

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Capítulo 6
Pontos fundamentais para o desenho de políticas públicas de serviços ambientais voltadas à agricultura familiar, às populações tradicionais e aos povos indígenas1

Luciano Mattos

Marcelo Hercowitz

Com base nos conceitos de Economia Ecológica, do Capítulo 3, na concepção geral de políticas públicas, do Capítulo 4 e na base teórica sobre capital social e controle social, do Capítulo 5, a seguir, apresentamos cinco pontos fundamentais para o desenho de políticas públicas de serviços ambientais voltadas às populações tradicionais e povos indígenas.

I – Coordenação pelo Estado

De início, faz-se necessário esclarecer as diferenças conceituais entre projeto, programa governamental e políticas públicas. Conforme exposto no Capítulo 4, política pública define-se como um conjunto de formulações conceituais de objetivos orientados para a solução de um ou mais problemas e de diretrizes que orientem condutas. Portanto, política pública é algo teórico, conceitual e orientador, que resulta em ações práticas a partir de um grupo de programas governamentais que a compõe, sendo os programas definidos como unidades de gestão de ações executadas por atores públicos e privados para a resolução de um problema. Já um projeto pode se constituir como componente experimental de programas governamentais ou como iniciativa privada da sociedade, fomentado ou não por programas governamentais.

Como estamos nos referindo aos pontos fundamentais para o desenho de políticas públicas de serviços ambientais voltadas às populações tradicionais e povos indígenas, o primeiro quesito a se destacar é que não há política pública sem a coordenação estatal. A relevância da presença do Estado não se refere apenas ao apego intelectual por definições conceituais – ainda que isto não seja nada desimportante sob nosso ponto de vista – mas, de igual modo, à garantia da perenidade das ações e longevidade dos resultados de prestação de serviços ambientais em escala de paisagem rural.

Relembremo-nos que dentro dos pressupostos da Economia Ecológica, as externalidades ambientais negativas exigem intervenções governamentais e inovações institucionais. Ponto que diverge da posição dos economistas ambientais que têm para si que, quanto maior for o custo marginal da redução da externalidade negativa, mais decrescerá o benefício privado líquido marginal até atingir-se o ponto de equilíbrio de mercado entre produção econômica e externalidade ambiental negativa.

Desta feita, assume-se no presente capítulo que o equilíbrio de mercado é algo inexistente no sistema capitalista, que tende às incertezas, fazendo-se necessária a presença coordenadora do Estado na questão ambiental em geral, incluindo-se aí a busca de prestação de serviços ambientais em escala de paisagem rural.

Não por acaso, o Capítulo 7 demonstra que as experiências de programas e políticas públicas de serviços ambientais, coordenadas pelos Estados Nacionais, são mais bem sucedidas em longo prazo que as experiências de projetos de serviços ambientais restritos à esfera privada. Isso não quer dizer, absolutamente, que programas públicos prescindam do protagonismo executivo da esfera privada, pois se devem definir atribuições claras entre governo e sociedade. Essa condição, entretanto, não é suficiente para garantir o sucesso desejado, vide as grandes dificuldades enfrentadas pelo Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural (Proambiente) e os obstáculos um pouco mais amenos apresentados no Programa Mexicano de Pagamento por Serviços Ambientais Hidrológicos (PSAH). Por outro lado, o sucesso da experiência do Fundo Nacional de Financiamento Florestal (Fonafifo), na Costa Rica, que não encontra nenhum paralelo em experiências de projetos de serviços ambientais restritos à esfera privada, ratifica os pressupostos da Economia Ecológica (ver Capítulo 7).

Também é fundamental que uma política pública de serviços ambientais esteja concatenada a uma estratégia nacional de desenvolvimento, para que se configure como ação objetiva ou como uma agenda positiva, e não meramente como uma ação compensatória ou como uma contra-agenda. Mas dentro de uma lógica macroeconômica neoclássica, que pressupõe estabilidade (e não desenvolvimento) como mote econômico, e Estado mínimo regulador, como mote político, ao invés de um Estado interventor e indutor de demanda efetiva do ideário de desenvolvimento econômico com bem-estar social, há uma grande barreira para o tratamento da questão ambiental e da prestação desses serviços em escala de paisagem rural.

No entanto, é notório que a atuação do Estado brasileiro - mesmo em tempos de cenários políticos e econômicos não neoclássicos - não ensaia políticas de inovação no contexto de populações tradicionais e povos indígenas (exceto na área de saúde), o que demanda a renovação do próprio modus operandis do Estado e a aprovação do Estatuto das Sociedades Indígenas, que deve vir para atualizar o Estatuto do Índio, promulgado em 1973, mas que se “arrasta” no Congresso Nacional desde 1994, ainda que a Constituição de 1988 represente um avanço nos direitos indígenas.

II – Marco legal e orçamento garantido por lei

A ausência de um marco legal de serviços ambientais, entre outros motivos, foi um dos grandes obstáculos para a consolidação do Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural (Proambiente) no Brasil. Sem a definição legal de serviços ambientais e a determinação de fontes financeiras continuadas, fica impossível operar, a longo prazo, uma política pública de serviços ambientais.

A discussão sobre serviços ambientais vem avançando de modo considerável no Brasil, tanto no âmbito da sociedade quanto no da esfera pública. Porém, ainda há grande complexidade política para definir um marco legal no assunto, apesar dos avanços na proposição de Projetos de Lei (PLs), no Congresso Nacional e no Poder Executivo (vide proposição do PL 792/2007) (BRASIL, 2007). Isso demonstra que os processos de renovação institucional do Estado são, em certas circunstâncias, mais lentos que os da sociedade, que desde o ano 2000 já reivindica, por meio de representantes do Conselho Nacional do Proambiente, a efetivação de um marco legal de serviços ambientais.

Tão importante quanto o marco legal, sem dúvida, é a definição de fontes financeiras continuadas, que devem se dividir entre fontes fixas e fontes complementares. Não há como esperar resultados de longo prazo se uma política pública de serviços ambientais for operada, restritamente, por meio de doações de agências bilaterais e multilaterais de cooperação internacional ou por meio de acordos voluntários, pontuais e temporários entre provedores-vendedores e beneficiários-compradores. As fontes fixas, portanto, devem ter origem no Orçamento Geral da União (OGU), numa política distributiva (com realocação de fundos fiscais já existentes) ou numa política redistributiva (com determinação de novas fontes fiscais).

Há vantagens e desvantagens em se optar por políticas distributivas ou redistributivas. A vantagem da primeira é que ela pode ser implementada de forma mais ágil, pois o processo político que define uma política distributiva é bem menos complexo, ainda que também demande grande processo de articulação. No entanto, políticas distributivas podem se constituir meramente como uma política de governo, sujeita à eliminação na transição democrática de um antigo a um novo Governo, caso as fontes fixas sejam estabelecidas somente pela trilogia PPA-LDO-LOA2. Se for para estabelecer as fontes fixas via políticas distributivas, portanto, pode-se ter que recorrer a outras estratégias que assegurem sua perenidade, como uma Proposta de Emenda Constitucional (PEC), que traz uma complexidade política bem maior. Uma política redistributiva, por sua vez, demanda um processo de articulação política substancialmente mais longo, mas traz a vantagem de se consolidar, mais rapidamente, como uma política de Estado, dificilmente eliminável na transição governamental.

Para situar o contexto do parágrafo acima, comparemos os casos dos Fundos Constitucionais e do Programa Nacional de Fortalecimento da Agricultura Familiar (Pronaf) versus o caso do Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural (Proambiente).

Os Fundos Constitucionais foram criados pela Constituição Federal do Brasil de 1988, que estabeleceu a obrigação da União destinar 3% da arrecadação do Imposto de Renda (IR) e Imposto sobre Produto Industrializado (IPI) para serem aplicados em programas de financiamento aos setores produtivos privados rurais e industriais das Regiões Norte (0,6%), Centro-Oeste (0,6%) e Nordeste (1,8%), constituindo-se, portanto, como uma política distributiva constitucional. Vale aqui um esclarecimento: antes da promulgação da nova Lei Magna, já existiam o IR e IPI, sendo suas arrecadações apenas realocadas, em parte, para os Fundos Constitucionais. Já o IR e o IPI foram criados pelo Plano de Ação Econômica do Governo (PAEG), em 1965, na gestão Castello Branco, constituindo-se, naquele momento, como uma política redistributiva. Portanto, se a Constituição Federal do Brasil de 1988 tivesse criado o Fundo Constitucional, estabelecido as atuais regras de arrecadação e, ao mesmo tempo, determinado a criação do IR e IPI, aí sim a medida seria considerada como uma política redistributiva constitucional. As ponderações aqui apresentadas não são triviais, pois apesar de se constituir como uma política distributiva, os Fundos Constitucionais vêm precedidos de uma política redistributiva que lhe assegura uma primeira grande força política, sendo a segunda força o seu caráter constitucional.

Parte dos recursos dos Fundos Constitucionais de Financiamento é repassada para a operacionalização do Programa Nacional de Fortalecimento da Agricultura Familiar (Pronaf), entre outros programas e ações governamentais, o que garante a perenidade e a força política do mesmo.

De modo muito distinto, o Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural (Proambiente) tem suas fontes orçamentárias estabelecidas pela trilogia PPA-LDO-LOA, o que lhe confere altíssima fragilidade política. Dentro do próprio Governo Lula, o Proambiente foi rebaixado de programa governamental, no PPA 2004/2007, para ação do Programa Agrobiodiversidade, no PPA 2008/2011, sendo extinto do PPA 2012/2015, durante a transição governamental das gestões de Luís Inácio Lula da Silva à Dilma Rousseff.

Pensemos numa situação hipotética: se um ministro assume o Ministério da Integração Nacional e propõe eliminar os Fundos Constitucionais, ou se um outro ministro assume o Ministério do Desenvolvimento Agrário e aventa publicamente extinguir o Pronaf, provavelmente, ou caiam do cargo no dia seguinte, ou tenham que recuar na sua decisão, tendo que trabalhar continuamente o passivo político. Mas se um ministro assume o Ministério do Meio Ambiente e propõe suprimir o Proambiente do PPA, certamente receberá críticas isoladas, mas sem apelo de mídia ou opinião pública, mantendo-se tranquilamente na sua nova função política e administrativa.

Outro ponto importante a se destacar é que o ordenador de despesas de uma unidade de gestão, onde está alocado qualquer programa governamental atrelado ao PPA-LDO-LOA, tem autonomia para realocar o orçamento para outros programas da mesma unidade de gestão, o que pode comprometer as metas do programa que teve seus recursos rearranjados. Foi o que ocorreu com o Proambiente, que de R$ 26 milhões para atividades-meio e fim, originalmente orçados no PPA 2004/2007, teve executado, seguramente, não mais do que R$ 3 milhões somente para atividades-meio obrigatórias (ex.: pagamento de salários de analistas ambientais concursados e alocados na gerência do programa), sofrendo não só contingenciamentos e cortes de orçamentos, mas também rearranjos orçamentários para outros programas e ações governamentais do Ministério do Meio Ambiente.

O sucesso da experiência do Fundo Nacional de Financiamento Florestal (Fonafifo), na Costa Rica, não se dá por acaso, mas pelo fato de ter sido institucionalizada como uma política redistributiva, sendo o fundo supracitado continuamente alimentado por taxação de consumo de combustíveis fósseis, além de suas metas serem reavaliadas, anualmente, pelo correspondente ao Ministério do Planejamento local.

Assim, conforme proposto pela Embrapa Meio Ambiente à Comissão de Meio Ambiente e Desenvolvimento Sustentável (CMADS), do Congresso Nacional, em audiência pública sobre o PL 792/2007, em 10 de julho de 2008, o Brasil deve se inspirar no exemplo costa-riquenho e desenhar um Fundo de Serviços Ambientais submetido a controle social e revisão de metas anuais, com fontes fixas de receitas advindas de atividades com alto impacto ao meio ambiente e fomento para atividades com certificação pública. A cada período de tempo, as exigências dessa certificação devem ser renovadas para taxar progressivamente os empreendimentos responsáveis por impactos ambientais e estimular continuamente inovações tecnológicas das iniciativas mais condizentes à legislação ambiental.

De novo, não se pode olvidar que entre os contemplados por um Fundo de Serviços Ambientais devem estar as populações rurais que cumprem relevante função social e ambiental para o país, como a agricultura familiar (nesse caso, há também a função econômica de abastecimento do mercado interno de alimentos e fibras), as populações tradicionais e os povos indígenas. Um projeto-país, desse modo, não pode separar a aprovação do Estatuto das Sociedades Indígenas do Fundo de Serviços Ambientais.

Como fontes complementares, podemos conceber doações de agências bilaterais e multilaterais de cooperação internacional ou de empreendimentos privados, porém, diretamente ligados ao fundo que opere a política pública, e não aos provedores de serviços ambientais, visando garantir a coordenação pelo Estado.

III – Integração a um programa territorial

A política pública de serviços ambientais sugerida deve ser voltada não somente às populações tradicionais e povos indígenas, mas também ser estrategicamente atrelada a um programa territorial. Isso não se constitui como um pré-requisito fundamental, mas bastante estratégico, para potencializar seus resultados, pois incorpora, de antemão, os conceitos da Economia Ecológica ao considerar a prestação de serviços ambientais nas atividades produtivas.

Se for uma política pública de serviços ambientais isolada, sem contexto territorial, corre-se o risco de se posicioná-la como uma política meramente compensatória em termos ambientais, enquanto do outro lado possam desenrolar-se programas territoriais que estimulem atividades produtivas agressivas ao meio ambiente. É o caso de programas que focam estritamente em Arranjos Produtivos Locais (APL), que apenas ampliam cadeias produtivas já existentes, muitas vezes sem a devida reflexão e dados econômicos se elas são, de fato, atividades com potencial de crescimento de mercado, distribuição de renda e com características condizentes à legislação ambiental.

Na atual conjuntura político-econômica brasileira, há algumas dificuldades inerentes a integração de política pública de serviços ambientais e programas territoriais. A primeira, já ressaltada anteriormente, é que há uma profusão de programas territoriais (o que já é grave por si só) e a ausência de um plano nacional de desenvolvimento que acople e coordene esses programas. A segunda dificuldade, levantada em entrevista com gestores públicos do Ministério do Planejamento, Orçamento e Gestão (MPOG), e que não se dissocia por completo da primeira, é que além de não ser uma prioridade do Governo Lula, falta acúmulo aos gestores públicos para lidar com a dimensão territorial, sobretudo, sob bases sustentáveis. Segundo os entrevistados, a estruturação do Estado, prioritariamente, vem ocorrendo baseando-se em aspectos setoriais, que não devem ser absolutamente extintos, mas que se tornam prioritários por resultar em dividendos políticos mais visíveis e centralizados na União. Enquanto que no aspecto territorial, os dividendos podem ser repartidos ou apropriados, também, por lideranças locais, que nem sempre transitam no campo político da situação. A questão pode ser verificada ao se comparar a alocação de recursos públicos de programas territoriais, que não por acaso, priorizam bases municipais da própria situação – e isso em qualquer Governo –, para regiões de origem e/ou atuação política do ordenador de despesas do programa territorial sob sua responsabilidade.

Por outro lado, dentro da esfera pública, o debate sobre programas territoriais cresceu no Brasil nos últimos anos de Governo Lula, apesar da ausência da discussão sobre a importância de um plano nacional de desenvolvimento. O MPOG e o Ministério da Integração Nacional (MIN) desenvolveram, conjuntamente, estudo sobre o tema para balizar futuras ações governamentais. Portanto, é papel da sociedade civil organizada atentar para a análise crítica e formular sugestões ao estudo governamental, não só com o objetivo de qualificá-lo, mas também de inserir nele os conceitos da Economia Ecológica, visando garantir a estruturação de uma política pública de serviços ambientais atrelada aos programas territoriais.

Como questão estratégica de Estado, a princípio, um grande plano territorial deveria ter a coordenação política na Casa Civil, a coordenação executiva num Ministério específico e ações integradas distribuídas entre vários outros, cada qual cumprindo sua função setorial. No atual cenário, é o MIN a instância governamental legalmente responsável pelos programas territoriais, e nele deveria ser concentrada a coordenação executiva. Porém, é nítido que para assumir tamanho desafio há demanda de formação correspondente de seus gestores públicos. A indefinição de atribuições entre os ministérios sobre a questão territorial pode também ser apontada como uma das causas da profusão de programas afins e confere à ação territorial um perfil reduzido de política de governo, e não amplo de Estado. Logo, o desenho sugerido no presente parágrafo é algo relevante para consolidar essa prática na política brasileira.

Alguns programas já existentes podem se constituir como espaços para integrar uma política nacional de serviços ambientais que contemple as populações tradicionais e povos indígenas, ainda que com as limitações apontadas dantes. O “Territórios da Cidadania”, sob coordenação da Casa Civil, não é propriamente um programa territorial, mas uma estratégia de integração de ações e programas governamentais, já em execução, e que visa conferir visibilidade política ao governo, pode ainda ser o ponto de partida ou uma alternativa interessante para pautar o debate político no país sobre o tema. A partir dele, pode-se incorporar a política nacional de serviços ambientais. O território do Rio Negro (AM), por exemplo, está incluído entre os prioritários do “Territórios da Cidadania” e contempla importante contingente de povos indígenas. No entanto, há várias diretrizes do conselho local que ainda estão mais atreladas à lógica de desenvolvimento rural e produção agropecuária do que ao contexto indígena. Assim, apesar dos avanços, os conselhos territoriais necessitam de maior flexibilidade para pautar de forma efetiva a questão indígena.

O Programa Nacional de Desenvolvimento Sustentável de Territórios Rurais (Pronat), coordenado pelo Ministério do Desenvolvimento Agrário (MDA), é um programa que considera as demandas das populações tradicionais e povos indígenas e pode se constituir como uma segunda alternativa, embora demonstre ser um programa com perfil mais setorial que territorial.

O Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural (Proambiente) também aparece como terceira opção, pois contempla como público prioritário os agricultores familiares, pescadores artesanais, populações tradicionais e povos indígenas. Seu problema, como já exposto, está na sua posição pouco prioritária na pauta política e programática do governo federal.

Em geral, a sociedade civil organizada necessita reivindicar e articular uma única política pública de serviços ambientais de espectro amplo que contemple, entre outros públicos prioritários, as populações tradicionais e povos indígenas. E para organização dessa política há a demanda de programas diferentes e complementares – e não competitivos por recursos públicos, como se vê no momento – que considerem as especificidades de cada público, conforme proposto pelo Proambiente.

Por fim, vale lembrar que compete à Comissão Nacional de Desenvolvimento Sustentável dos Povos e Comunidades Tradicionais (CNPCT), criada por Decreto Presidencial, em 13 de julho de 2006, coordenar a implementação da Política Nacional para o Desenvolvimento Sustentável dos Povos e Comunidades Tradicionais, que não pode prescindir de uma ação estratégica de remuneração de serviços ambientais voltada às populações tradicionais e povos indígenas. Se a proposta será específica de início, para adiante se tornar parte de um programa nacional que componha futuramente uma ampla política pública de serviços ambientais, só o processo político dirá, mas seria interessante que a meta fosse estipulada para preparar as bases de uma sociedade mais sustentável.

IV – Controle social da política pública de serviços ambientais

A importância do controle social de política pública já foi suficientemente tratada no Capítulo 5 e não será novamente desenvolvida no presente capítulo. Entrementes, dando sentido lógico aos achados anteriormente expostos, qualquer que seja a estratégia de integração entre programas territoriais e política pública de serviços ambientais que contemple populações tradicionais e povos indígenas, há de se prever uma estrutura de gestão deliberativa com controle social, que se constitui uma bandeira histórica do movimento social na luta pela transparência e democratização do Estado brasileiro.

Por meio de conselhos setoriais, a sociedade brasileira tem avançado na busca de uma ação fiscalizadora e na construção de espaços propícios à concepção de políticas públicas, de forma a garantir maior eficiência na aplicação dos recursos públicos e efetividade social em seus resultados. Portanto, a exemplo dos conselhos setoriais, os conselhos territoriais podem alcançar os mesmos avanços. O cenário ideal, propriamente dito, não está na criação de novos conselhos, mas na qualificação de conselhos já existentes. Assim, caso seja possível integrar uma política pública de serviços ambientais que contemple populações tradicionais e povos indígenas a um programa territorial já existente, o desafio seguinte seria criar as condições para mudança real no ambiente institucional dos conselhos territoriais. Sem dúvida que a discussão sobre serviços ambientais é um tipo de contribuição para a mudança do cenário político.

Os bons exemplos europeus e estadunidenses nos ensinam que o ideal é que existam conselhos territoriais que deliberem sobre as formas locais de execução das grandes diretrizes traçadas pelas políticas nacionais, um dever de Estado. A partir da instituição de uma política nacional de serviços ambientais em nosso país, aos conselhos territoriais competem: a) assegurar o cumprimento dos princípios que norteiam a política nacional de serviços ambientais; b) estabelecer, baseado nos princípios da política nacional de serviços ambientais, as diretrizes gerais e normas operacionais a serem seguidas pelas demais instâncias competentes nos processos de planejamento e execução das ações locais; c) garantir, com base nos princípios estabelecidos pela política nacional de serviços ambientais, um processo permanente de acompanhamento e avaliação das ações executadas pelas instâncias competentes nas etapas de planejamento e execução das ações locais; d) definir, pautando-se nos princípios estabelecidos pela política nacional de Assistência Técnica e Extensão Rural (Ater), as entidades privadas locais prestadoras de serviços de Ater3 e a estratégia de integração com as entidades estaduais públicas de Ater; e) garantir, de acordo com os princípios estabelecidos pela política nacional de assessoria técnica e extensão rural (Ater), um processo permanente de acompanhamento e avaliação dos convênios entre as entidades privadas locais prestadoras de Ater e o Ministério do Desenvolvimento Agrário (MDA); f) e assegurar, segundo os princípios estabelecidos pela política nacional de assessoria técnica e extensão rural (Ater), um processo permanente de acompanhamento e avaliação das entidades estaduais públicas de Ater.

V – Indicadores oficiais e valoração indireta de serviços ambientais, plano de manejo de área de uso individual ou coletivo e acordos comunitários

Uma política pública de serviços ambientais deve conter indicadores oficiais que baseiam a valoração desses serviços. O método de verificação necessita ser simples e evitar altos custos de transação, pois se trata de uma atividade-meio também custeada pelas fontes financeiras da política pública de serviços ambientais, de modo a restar montante orçamentário majoritário para a atividade-fim, que é a própria remuneração de serviços ambientais. Conforme exposto no Capítulo 3, a valoração de serviços ambientais deve ser indireta - isto é, valorar o custo do processo produtivo agroecológico, e não os recursos naturais - e, portanto, dentro dos pressupostos da Economia Ecológica que refuta a atribuição direta de preços aos recursos naturais.

Entre as experiências listadas nos estudos de caso do Capítulo 7, destaca-se a da Bacia Hidrográfica do Rio La Vieja, Colômbia, quanto à determinação de indicadores de serviços ambientais. Na experiência colombiana, vários tipos de uso da terra são pré-determinados, desde os tipos que geram fortes impactos ambientais (ex.: cultivo de ciclo curto, pastagem degradada, etc.) até os tipos mais sustentáveis (ex.: cultivo de café sombreado, pastagem melhorada com alta densidade de árvores, plantação madeireira diversificada, floresta secundária, floresta primária, etc.). A partir deles, índices de biodiversidade e carbono são estipulados, sendo maior o índice quanto mais sustentável for o uso da terra. A soma dos índices multiplicada pelo número de hectares, por cada tipo de uso da terra, resulta em índices parciais. E a somatória de ambos índices parciais, de cada tipo de uso da terra, resulta numa pontuação geral para cada propriedade. Portanto, valora-se indiretamente o processo de transição agroecológica ou a mudança qualitativa de uso da terra, e não diretamente o recurso natural, ainda que os valores sejam imputados diretamente a cada tipo de uso da terra.

O método é interessante, pois não só premia os usuários da terra que adotaram práticas sustentáveis antes do mecanismo de remuneração de serviços ambientais ser implementado, como também inibe potenciais fraudes, como a possibilidade de um usuário da terra desmatar áreas de sua unidade de produção para posteriormente obter dividendos com projetos de sequestro de carbono. Vê-se aqui que a criatividade do mecanismo colombiano dista qualitativamente dos pressupostos do Mecanismo de Desenvolvimento Limpo (MDL), que apenas abre possibilidade para projetos de florestamento4 e reflorestamento, com desmatamentos anteriores ao ano de 1989, e que demonstrem adicionalidade de carbono. Se por um lado, o MDL tem mérito ao estipular o ano de 1989 como limite para evitar a indução do desmatamento com o intuito de tornar o projeto elegível para modalidade de sequestro de carbono, por outro, premia unidades de produção que provocaram desmatamento antes de 1989 (casos dos projetos de reflorestamento), que não adotaram práticas sustentáveis (tanto florestamento quanto reflorestamento), ou que estão se propondo a adotar práticas que impactem profundamente as características ecossistêmicas originais, como nos projetos de florestamento. Outro ponto interessante da experiência da Bacia Hidrográfica do Rio La Vieja é que há uma remuneração no início do projeto pela linha de base obtida, o que pressupõe, dentro dos princípios de Economia Ecológica, um estímulo financeiro prévio para se adotar adiante outras práticas sustentáveis. É bastante claro que muitos usuários da terra não fazem uso de práticas sustentáveis não somente por falta de consciência, mas, por falta de viabilidade econômica.

O ponto falho na experiência colombiana, para ser replicada em grande escala, está na determinação uniforme de valores para cada tipo de uso da terra, que devem variar conforme o contexto regional. Mesmo com a experiência toda desenvolvida numa mesma bacia, não se pode admitir valores unos. Assim, para ser replicada, há de se determinar valores compatíveis à viabilidade econômica de conversão, no caso da agricultura familiar, ou manutenção, no caso de populações tradicionais e povos indígenas, de uso da terra de cada região. O teto de remuneração por unidade de produção, também presente no caso colombiano, não pode ser um valor aleatório estipulado sem base técnica, e sim, condizente ao custo de conversão ou manutenção de uso da terra.

Primeiramente, devem ser estimados quantos hectares se objetiva converter ou manter com uso da terra mais sustentável por unidade de tempo, e a partir daí, mensura-se o montante monetário que deve ser arrecadado para efetuar a remuneração de serviços ambientais correspondentes. Se o montante possível de arrecadação viabilizar a remuneração de serviços ambientais em uma quantidade de hectares muito inferior ao desejado de se converter ou manter, fontes financeiras adicionais devem ser buscadas, como ampliação das fontes fixas (ex.: aumento da contribuição da fonte fixa estipulada ou criação de outras, como ecotaxas e royalties de atividades produtivas que geram impactos negativos ao meio ambiente) e negociação com fontes complementares, que são mais facilmente obtidas quando há um mecanismo em operação com fontes fixas. Outra questão essencial é estipular metas prioritárias, como no estudo de caso do Fundo Nacional de Financiamento Florestal (FONAFIFO), da Costa Rica (ver Capítulo 7).

Para o contexto de populações tradicionais e povos indígenas, a base de ação do mecanismo colombiano também necessita ser adaptada, eliminando-se a abordagem por propriedade individual e assumindo uma linha de base para toda a área de uso coletivo5. Os modos de vida de populações tradicionais e povos indígenas não trazem consigo a lógica de uso da terra com fins de mercado. Assim, o foco da política nacional de serviços ambientais para os mesmos deve ser direcionado ao reconhecimento de seu papel na manutenção da paisagem rural, sem necessariamente pressupor conversão qualitativa do uso da terra e dos recursos naturais com objetivo econômico. Desta feita, assume-se a linha de base máxima, baseada nos critérios da experiência colombiana, e determina-se a remuneração de serviços ambientais correspondentes, salvo em casos em que há impactos significativos de desmatamento ou impacto ambiental.

Mesmo em situações de uso da terra sob bases sustentáveis, as populações tradicionais e povos indígenas provocam impactos ambientais, ainda que substancialmente inferiores aos demais usuários da terra. Pode-se ocorrer um cenário de tomada de decisão entre um sistema “A”, “B” ou “C”, onde o primeiro confere menor e o último, maior sustentabilidade. Porém, “A” demanda menor e “C” maior quantidade de trabalho tradicional ou indígena. Mesmo que os três sistemas estejam dentro dos aspectos culturais de populações tradicionais e povos indígenas, quando sustentabilidade e quantidade de trabalho se demonstram em situação diretamente proporcional, a decisão sobre qual sistema adotar será baseada nos benefícios gerados, numa clássica relação entre custos e benefícios. Logo, se os benefícios forem similares, a tendência é que haja a decisão pelo sistema “A”, a não ser que haja um estímulo, como remuneração de serviços ambientais, para a transição ao sistema “C”. Como se pode observar, no argumento acima, não se aplica de partida a linha de base máxima.

O conceito de serviços ambientais, além dos serviços de aprisionamento (alimentos, água, fibras, madeira, etc.), suporte (ciclagem de nutrientes, polinização, etc.) e regulação (manutenção da estabilidade das condições climáticas, manutenção dos ciclos hidrológicos, etc.), também contempla os serviços culturais, que são aqueles que proveem benefícios recreacionais, estéticos, espirituais e religiosos e outros resultantes de valores imateriais da cultura humana, que condizem com os modos de vida das populações tradicionais e povos indígenas. Assim, mesmo ao não pressupor conversão de uso da terra, é legítimo e estratégico remunerar serviços ambientais balizados em aspectos culturais, e como eles não se findam, a remuneração deve ser permanente, o que demanda a permanente existência de um programa de transferência de renda para populações tradicionais e povos indígenas.

De acordo com o Capítulo 4, o caráter temporário do programa de transferência de renda deve-se ao objetivo de eliminar a exclusão social das populações rurais de baixa renda, para na sequência incluí-las no programa de desenvolvimento econômico sustentável. Esse é o caso típico da agricultura familiar, na qual a remuneração de serviços ambientais primeiramente entra como renda, por meio do programa de transferência de renda, e, em seguida, ganha perfil de força produtiva dentro do programa de desenvolvimento econômico sustentável. Nos casos específicos das populações indígenas e populações tradicionais, a remuneração de serviços ambientais está ligada ao reconhecimento dos aspectos culturais, portanto, deve ser permanente e diretamente considerada como parte do programa de desenvolvimento econômico sustentável.

Como populações tradicionais e povos indígenas não desencadeiam sua relação de trabalho com a natureza com fins de mercado, isto é, com o objetivo de produzir excedente, mas apenas para garantir subsistência, a remuneração de serviços ambientais não se liga à lógica de força produtiva. Desta feita, se não há a relação com o capital para se relacionar com a natureza, como deve se proceder a remuneração de serviços ambientais? Qualquer população que vive de subsistência (seja ela formada por agricultores familiares, populações tradicionais ou povos indígenas) irá quantificar sua relação de trabalho com a natureza até o ponto em que a segurança alimentar for atingida. A inexistência do objetivo de geração de excedentes torna inútil, portanto, o trabalho além do suficiente para obter a subsistência. Desse modo, para a realidade de populações tradicionais e povos indígenas, a remuneração de serviços ambientais não deve ser efetuada via instrumentos econômicos que confiram força produtiva, mas que não se aplicam na realidade de subsistência, tampouco como transferência de renda, pois recursos monetários em “espécie” podem significar a quebra de laços tradicionais de trabalho de transformação da natureza. Com recursos monetários em mãos, as populações que vivem de subsistência tendem a usá-los para a compra de alimento e reduzem a relação tradicional de trabalho com a natureza, que se por um lado continua a garantir a segurança alimentar, por outro rompe aspectos culturais.

Por conseguinte, com base no estudo de caso do “Bolsa Floresta” (Governo Estadual do Amazonas), apresentado no Capítulo 7, a remuneração de serviços ambientais para populações tradicionais e povos indígenas deve ser efetuada para a pessoa jurídica que os represente oficialmente em cada território. Os critérios de repasse e uso da remuneração de serviços ambientais devem ser estipulados pela própria política nacional de serviços ambientais, e os critérios sobre formas de uso dos recursos financeiros devem ficar sob responsabilidade da pessoa jurídica de representação formal das populações tradicionais e povos indígenas em cada território.

Três formas gerais de uso dos recursos monetários podem ser estipuladas pela política nacional de serviços ambientais: a) gastos com atividades de mobilização social para esclarecer e debater questões pertinentes à política nacional de serviços ambientais (ex.: organização de reuniões e cursos internos, custeio de viagens para participação de lideranças em processos de articulação e em eventos de intercâmbio referentes à política nacional de serviços ambientais, etc.); b) cobertura de gastos coletivos de custeio ou investimento para qualificar o manejo da terra e dos recursos naturais (caso que se aplica mais para realidades onde se deseja recuperar áreas alteradas ou degradadas); c) gastos com infraestrutura coletiva (ex.: compra de barco para associação, painel solar para sede da associação, computadores para programa de inclusão digital, etc.), sendo vedado o uso dos recursos para gastos que são de atribuição constitucional do Estado, como gastos com educação e saúde.

A política nacional de serviços ambientais deve também prever um plano de manejo da unidade de produção, seja ela individual ou coletiva. A sua importância deve-se a dois motivos: o primeiro, para que o programa de serviços ambientais que opera a política possa obter metas anuais e plurianuais de conversão qualitativa (no caso da agricultura familiar) e de manutenção (no caso de populações tradicionais e povos indígenas) de uso da terra e assim ter condições de equacionar os desafios propostos ao orçamento previsto; e o segundo, para que sirva como instrumento didático e de planejamento aos próprios usuários.

Quanto ao segundo motivo apontado acima, a complexidade em questão está que populações tradicionais e povos indígenas têm uma lógica de relação de trabalho com a natureza que não pressupõe planejamento prévio, mas apenas relação no dia a dia. Um plano adaptado a essas realidades seria estratégico no sentido de precavê-los na relação com o entorno, que possui lógica econômica de excedentes. Vejamos, então, a seguir alguns pontos importantes, dentro da realidade da agricultura familiar, quanto à relevância de planos de manejo, para depois refletirmos sobre a realidade de populações tradicionais e povos indígenas.

A experiência do Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural (Proambiente), conforme aponta o Capítulo 7, traz como um de seus grandes resultados a noção de planejamento de futuro conferida às famílias rurais, a partir da elaboração, execução e avaliação coletiva dos Planos de Utilização das Unidades de Produção (PUs). Os PUs não são somente importantes para operar o Proambiente, mas para garantir autonomia e protagonismo aos usuários da terra nos processos de decisão sobre o futuro de seus lotes ou áreas de uso coletivo. Os PUs servem também como base aos projetos técnicos de crédito rural ao inverter a convencional lógica de estruturação dos mesmos “de cima para baixo”, a partir da leitura restrita do técnico da entidade pública ou privada de Ater ou do técnico do banco operador do programa de crédito. A estruturação de projetos técnicos de crédito sem a participação dos futuros mutuários gera consequências graves, como a indevida consideração da capacidade de mão de obra das unidades de produção, das demandas de investimento produtivo e da capacidade de amortização das parcelas de crédito rural de cada lote ou área de uso coletivo.

Mattos e Narahara (2005a) apontam alguns passos para a elaboração de planos de manejo que associam a atividade produtiva à prestação de serviços ambientais:

Mobilização coletiva para discussão, entre técnicos e usuários da terra, das finalidades do plano de manejo.

Visita técnica às áreas de uso individual ou coletivo para diagnóstico e desenho do mapa atual de uso da terra e dos recursos naturais, ficando aos usuários da terra o “dever de casa” de refletir e planejar, inicialmente sem a presença de técnicos, sobre o mapa futuro de uso da terra e dos recursos naturais.

Sistematização, pelo corpo técnico, dos dados de diagnóstico e mapa atual de uso da terra e dos recursos naturais, de preferência em um banco de dados único formatado pelo programa de serviços ambientais, no intuito de permitir a geração de dados estatísticos sobre desafios e resultados da política nacional de serviços ambientais.

Segunda visita técnica às áreas de uso individual ou coletivo para desenho do mapa futuro de uso da terra e dos recursos naturais.

Sistematização, pelo corpo técnico, dos dados do mapa futuro de uso da terra e dos recursos naturais no banco de dados oficial; definição de tipologias atual e futura de uso da terra e dos recursos naturais e de tipologias de conversão qualitativa, atual para futura, de uso da terra.

Debate técnico entre representantes de usuários da terra, de prestadoras de serviço públicas e privadas de Ater , de instituições oficiais de ensino, pesquisa e extensão e de parceiros locais para determinação de demanda de mão de obra e custos gerais de conversão qualitativa de uso da terra e dos recursos naturais (memória de cálculo).

Mobilização coletiva para devolução dos planos de manejo aos usuários da terra.

Uma alternativa para reduzir custos de transação pode ser a estipulação prévia de poucas e grandes metas de conversão de uso da terra e dos recursos naturais em cada contexto territorial. Marco... (2006) apresenta uma proposta de transição agroecológica interna ao sistema de uso da terra e dos recursos naturais que são constituídas por três grandes metas: a) eliminação de uso do fogo (grifo nosso) e redução e racionalização de uso de insumos químicos; b) substituição de insumos; c) manejo da agrobiodiversidade e redesenho dos sistemas produtivos agropecuários. Os autores ponderam que, associadas às metas, deve haver uma estratégia integrada de transição agroecológica externa ao sistema de uso da terra e dos recursos naturais, constituídas pelo Estado e pela sociedade, como expansão da consciência pública; organização de mercados e infraestrutura; mudanças institucionais na pesquisa, ensino e extensão; formulação de políticas públicas com enfoque agroecológico; inovações na legislação ambiental; e outras.

Há também um ponto fundamental que deve preceder todos os passos e metas, que é a determinação das oportunidades econômicas presentes no território e em âmbito nacional e internacional por: a) instituições públicas de ensino, pesquisa e extensão; b) instituições públicas que disponibilizam instrumentos econômicos, destacadamente, a Companhia Nacional de Abastecimento (Conab) e os bancos operadores de crédito rural; e c) parceiros locais da sociedade civil organizada.

No caso específico de populações tradicionais e povos indígenas, o plano de manejo exigido pela política nacional de serviços ambientais deve ser parte integrante dos documentos já previstos legalmente na criação de Reserva Extrativista, Terra Indígena ou qualquer outro tipo coletivo de uso da terra, de modo a evitar a multiplicação de produtos semelhantes e o gasto excessivo com atividades não fins. O Relatório de Identificação, os laudos ambientais e os laudos de recursos naturais parecem ser as opções mais condizentes na construção de uma política nacional, ou seja, devem contemplar também questões de manejo e de prestação de serviços ambientais.

Portanto, os passos acima expostos por Mattos e Narahara (2005a) poderiam ser adaptados à realidade de populações tradicionais e povos indígenas da seguinte forma: manter o passo (1) de mobilização; unificar os passos (2) à (5) e concebê-los dentro de uma lógica de manejo de áreas conservadas, de forma a eliminar a lógica de conversão; adaptar o debate técnico do passo (6) à realidade antropológica em questão e à realidade técnica de manejo, de forma a eliminar a lógica de conversão; manter o passo (7) de mobilização para devolução dos planos coletivos de manejo.

O conjunto de vários planos de manejo, dentro de um mesmo programa de serviços ambientais, também traz o mérito de colaborar com o processo de contabilidade do patrimônio ambiental da nação, de forma a condicionar um eventual plano de desenvolvimento econômico, corroborando com os achados da Economia Ecológica, apresentados no Capítulo 3. O conjunto de planos também é estratégico para equacionar diferentes valores de remuneração de serviços ambientais, conforme as características e custos locais de uso da terra e dos recursos naturais, ao aprimorar o ponto falho mencionado antes no caso colombiano.

Por fim, não bastam instrumentos legais e formas oficiais num processo social tão complexo que é a prestação de serviços ambientais em escala de paisagem rural. É importante também que haja instrumentos de uso interno das comunidades envolvidas num programa de serviços ambientais. Mattos e Narahara (2005b) apresentam como alternativa os acordos comunitários de serviços ambientais, que devem ser construídos pelos próprios usuários da terra e dos recursos naturais, no intuito de se estabelecer um compromisso social que balize o cumprimento de normas do programa de serviços ambientais, e que também faça crescer, ao longo do tempo, os laços formais e informais coletivos de confiança. Na proposição de acordos apresentada pelos autores deve constar, minimamente, a relação de comunitários envolvidos com os compromissos coletivos e seus respectivos históricos individuais de cumprimento ou não cumprimento dos acordos, a metodologia de verificação participativa de prestação de serviços ambientais, as metodologias de resolução de conflitos e as formas de sanções aos não cumpridores. O instrumento proposto tem custo de transação baixíssimo e traz, a curto prazo, resultados bastante significativos, garantindo uma relação entre custo e benefício bastante atrativa. Mais além, os acordos valorizam os comunitários como atores sociais ativos do processo coletivo de mudança de uso da terra e dos recursos naturais – sobretudo, no caso de agricultores familiares –, assim como seus modos de vida tradicionais, principalmente no caso de populações tradicionais e povos indígenas.

Referências

BRASIL. Câmara dos Deputados. Projeto de lei PL 792/2007. Dispõe sobre a definição de serviços ambientais e dá outras providências. 2007. Disponível em: <http://www.camara.gov.br/proposicoesWeb/fichadetramitacao?idProposicao=348783>. Acesso em: 23 out. 2009.

MARCO referencial de agroecologia. Brasília, DF: Embrapa Informação Tecnológica, 2006.

MATTOS, L.; NARAHARA, K. (Org.). Certificação de serviços ambientais do Proambiente. Brasília, DF: Ministério do Meio Ambiente, 2005b.

MATTOS, L.; NARAHARA, K. (Org.). Plano de utilização de unidade de produção: PU. Brasília, DF: Ministério do Meio Ambiente, 2005a.

Capítulo 7
Estudos de casos sobre serviços ambientais

Marcelo Hercowitz

Luciano Mattos

Raquel Pereira de Souza

A quantidade de definições para o termo serviços ambientais é grande na literatura especializada, podendo também ser identificado como serviços ecossistêmicos ou serviços ecológicos. Na realidade, não é raro encontrar textos em que os autores usam diferentes denominações, indiscriminadamente, para designar a mesma finalidade (IFTIKHAR et al., 2007). Também é comum encontrar textos nos quais os autores aclaram, explicitamente, que os termos serviços ambientais e serviços ecossistêmicos têm o mesmo significado (SCHERR et al., 2006; WORLD WIDE FUND FOR NATURE, 2006).

Ainda que se possa entender e concordar que, na aplicação prática, a diferença entre os dois termos tem pouca importância, existe uma diferença conceitual associada a cada um deles que na maioria das vezes passa despercebida. Enquanto o termo “serviços ambientais” é usado para designar alguns serviços prestados pelos ecossistemas, o termo “serviços ecossistêmicos” é utilizado por aqueles que alegam que não é possível separar em partes estes diversos serviços, os quais deveriam, portanto, ser vistos de forma integrada (WUNDER, 2005).

Segundo Swallow et al. (2007, p. 28, tradução nossa), o termo serviços ambientais é utilizado pelos economistas como:

[...] um benefício positivo que as pessoas recebem do meio ambiente, ou seja, um serviço ambiental é gerado quando uma atividade econômica em um determinado lugar, controlada por um agente econômico, tem efeitos positivos em outros consumidores ou produtores, geralmente em outros lugares.

Ainda de acordo com Swallow et al. (2007, p. 28, tradução nossa), o termo serviços ecossistêmicos:

[...] tem sido usado por décadas, desenvolvido e aplicado por economistas e ecólogos. No ano 2000, a Sociedade Americana de Ecologia produziu uma cartilha sobre serviços ecossistêmicos que o define como os processos pelos quais o meio ambiente produz recursos que usualmente são tomados como bens gratuitos tais como água limpa, madeira, hábitat para peixes e polinização de plantas nativas ou agrícolas.

Desse modo, a definição de serviços ambientais é focada nos benefícios percebidos pelos seres humanos ou produzidos por atividades econômicas, já o conceito de serviços ecossistêmicos liga-se aos processos naturais que os produzem. No entanto, o que comumente se vê na literatura é o uso dos dois termos com o mesmo sentido, ainda que pairem controvérsias sobre qual deva ser a definição exata.

É surpreendente notar que a grande maioria dos trabalhos relacionados a pagamentos por serviços ambientais apresente semelhanças no objeto analisado, dada a enorme variedade de definições existentes para o termo, sejam eles “serviços ambientais” ou “serviços ecossistêmicos”. A definição mais utilizada é a dada pelas Nações Unidas, na Avaliação Ecossistêmica do Milênio (MILLENNIUM ECOSYSTEM ASSESSMENT, 2005, p. 28, tradução nossa):

Serviços ecossistêmicos são os benefícios que as pessoas obtêm dos ecossistemas. Entre eles se incluem serviços de provisões como, por exemplo, alimentos e água, serviços de regulação como controle de enchentes e de pragas, serviços de suporte como o ciclo de nutrientes que mantém as condições para a vida na Terra, e serviços culturais como espirituais, recreativos e benefícios culturais.

Essa definição deriva de outras duas anteriores, uma dada por Herman Daly e a outra, por Bob Costanza e seus colaboradores.

De acordo com Daly (1997, p. 2, tradução nossa),

serviços ecossistêmicos são as condições e processos por meio dos quais os ecossistemas naturais, e as espécies que o formam, sustentam e satisfazem a vida humana. Eles mantêm a biodiversidade e a produção dos bens ecossistêmicos como os frutos do mar, as madeiras, os biocombustíveis, as fibras naturais e muitos produtos farmacêuticos, industriais e seus precursores.

Para Costanza et al. (1997), bens e serviços ecossistêmicos - tais como alimentos e assimilação de resíduos, respectivamente - representam o benefício que as populações humanas derivam, direta ou indiretamente, das funções ecossistêmicas.

Existem diversas outras definições para serviços ambientais ou ecossistêmicos, mas particularmente interessante é a dada por Born et al. (2002, p. 10, tradução nossa):

O termo serviços ambientais é entendido como os benefícios indiretos gerados pelos recursos naturais ou pelas propriedades ecossistêmicas das inter-relações entre estes recursos na natureza, isto é, todo o fluxo de serviços que são indiretamente gerados por um recurso ambiental e pelos ecossistemas através de seu ciclo natural de existência. Estes serviços ambientais podem ser considerados externalidades positivas geradas pela manutenção ou incremento da qualidade ou quantidade de recursos ambientais e serviços ecossistêmicos.

Para Born et al. (2002), são exemplos de serviços ambientais:

Produção e disponibilidade de água potável.

Regulação do clima.

Fertilidade do solo.

Biodiversidade (atual ou potencial futuro).

Paisagem.

Conforme se pode notar, as definições dadas pela Avaliação Ecossistêmica do Milênio (MILLENNIUM ECOSYSTEM ASSESSMENT, 2005), de Costanza et al. (1997) e Daly (1997), são antropocêntricas na medida em que os serviços ambientais existem enquanto benefício para as populações humanas. Na definição dada por Born et al. (2002), os serviços ambientais geram um benefício, mas não necessariamente para a humanidade. Evidentemente que essa é uma discussão conceitual, mas, ainda que se possa argumentar que o benefício somente o será enquanto houver alguém para percebê-lo como tal, é mais fácil aceitar a ideia de que um ecossistema mais íntegro, por exemplo, é um benefício, mesmo que esteja a milhares de quilômetros de distância e que não se pretenda nunca visitar o local. Ou seja, não é difícil aceitar como benefício um serviço, mesmo que não possua um valor de uso.

Quando se fala em pagamentos por serviços ambientais (PSA), a diversidade de definições e entendimentos é ainda maior que para o termo serviços ambientais. No entanto, quando se fala em pagamentos, a primeira coisa que se relaciona é a lógica de mercado. Efetivamente, a grande maioria dos artigos sobre PSA e das experiências existentes inserem-se totalmente nesse contexto de mercado, com algumas exceções, conforme apresentado no Capítulo 3.

Ao se mencionar “pagamento” e ao se consumar “a lógica de mercado”, consequentemente, há identificação com a definição antropocêntrica do termo serviços ambientais. No entanto, conforme se verá ao longo do presente capítulo, assim como nas ideias já expostas no Capítulo 3, ter em consideração a segunda definição de serviços ambientais pode ser fundamental para o sucesso de uma experiência de PSA, tanto do ponto de vista da promoção do desenvolvimento sustentável e geração de renda quanto da visão de conservação do meio ambiente. Validar essa definição significa aceitar que os ecossistemas apresentam relações complexas e que as interações com os seres humanos são também complexas e não lineares. Portanto, muitas das decisões deverão basear-se no Princípio de Precaução, dado o desconhecimento sobre todas as variáveis.

Para Wunder (2005), o uso do termo “pagamentos por serviços ambientais” (PSA) ainda não é bem definido, o que causa confusões. Assim, o autor estabeleceu cinco critérios que, quando cumpridos, caracterizam uma experiência como PSA. Para ele, para ser assim classificado, um caso deve apresentar as seguintes condições:

Ser uma transação voluntária.

Ter um serviço ambiental bem definido (ou um tipo de uso da terra que assegure este serviço).

Ser “comprado” por ao menos um comprador dos serviços.

Ter pelos menos um provedor dos serviços.

O provedor (ofertante) assegurar a provisão do serviço prestado (condicionante).

A definição de Wunder (2005) é extremamente restritiva e coloca erroneamente toda a ênfase do termo PSA nos mecanismos de mercado. Ainda que se concorde, conforme já discutido, que em certas circunstâncias o termo pagamento se vincule à lógica de mercado, também já se mencionou que as relações entre seres humanos e ecossistemas não obedecem necessariamente à mesma, sobretudo, se forem levadas em consideração as reflexões dos Capítulos 1, 2 e 3 que demonstram, de maneira inequívoca, as falhas existentes no mercado. As relações de mercado não podem ocorrer de forma eficiente enquanto basearem-se, exclusivamente, na noção microeconômica de oferta e demanda.

Swallow et al. (2007) concordam que a definição de Wunder (2005) é restritiva e a consideram:

[...] inútil para descrever e analisar a variedade de mecanismos interessantes e importantes que vem sendo negociados para influir nas inter-relações entre as pessoas com interesses diversos na gestão ambiental e os serviços ecossistêmicos. Em particular, os autores notam que as relações entre os provedores de serviços ecossistêmicos, os beneficiários dos serviços ambientais e os intermediários podem ser mais complexas que simples transações, com acordos que não são totalmente voluntários e pagamentos que não são completamente condicionantes. (SWALLOW et al., 2007, p. 30, tradução nossa).

A Forest Trends, organização não governamental (ONG) que tem como um dos pontos de sua missão “expandir o valor da floresta, promover manejo florestal sustentável e a conservação por meio da criação e captura dos valores de mercado para os serviços ecossistêmicos” (FOREST TRENDS, 2007, tradução nossa), vê como características de PSA:

Esquemas de pagamentos públicos para proprietários privados de áreas florestais para manter ou incrementar os serviços ecossistêmicos.

Transações comerciais que envolvem créditos e licenças.

Negociação direta e acordos privados.

Certificações.

Landell-Mills e Porras (2002) revisaram e compilaram 287 casos internacionais de PSA. Mas segundo o próprio Wunder (2005), poucos dentre eles se enquadrariam na sua definição de PSA, e por este motivo, encontra-se, na literatura, autores que se referem às experiências como “estilo PSA”.

Concluindo, não é tão relevante se um caso se enquadra ou não em determinada classificação, mas torna-se fundamental entender as experiências e identificar suas potencialidades, fragilidades e possibilidades de replicação. A discussão feita até o momento contribui para este entendimento, com a devida importância à terminologia e ênfase maior à necessidade de uma visão ampla que considere as relações incertas entre populações humanas e natureza, bem como a diversidade sociocultural. Dado que o conceito de pagamento por serviços ambientais leva, em geral, à associação direta com os mecanismos e à lógica de mercado, e que

avaliações de serviços ambientais, feitas exclusivamente pelo mercado ou por meio de metodologias de avaliação econômica, não consideram sempre de forma adequada as restrições (ou limitações) ecológicas, os aspectos políticos e valores tais como respeito às gerações futuras (BORN et al., 2002, p. 10, tradução nossa)

Born et al. (2002) sugerem a mudança do termo “pagamento por serviços ambientais” para “compensação por serviços ambientais”. Na mesma linha de raciocínio seguem Rosa et al. (2004) e Swallow et al. (2007). As compensações podem ser de diversos tipos, como transferências diretas de recursos financeiros, apoio na obtenção de linhas de crédito, isenções fiscais, preferências para a obtenção de serviços públicos, acesso às tecnologias, treinamento técnico e subsídios específicos (BORN et al., 2002).

Assim, os serviços ambientais ou ecossistêmicos são prestados pela natureza, com ou sem a interferência humana, para benefício do equilíbrio do planeta. Considerando a definição de compensação por serviços ambientais, que também inclui trocas não monetárias sob o guarda-chuva do conceito de PSA, a seguir apresentam-se alguns casos selecionados de experiências nacionais e internacionais de PSA. São casos bastante diversificados na escala, na localização geográfica e no desenho do mecanismo que vêm exemplificar a discussão realizada até o momento.

Caso 1
Campfire
Zimbábue

Nome do caso: Communal Areas Management Programme for Indigenous Resources – Campfire

País: Zimbábue

Localização: Diversos distritos rurais do país

Tipo de serviço ambiental remunerado: Pagamento pela manutenção da vida silvestre.

Beneficiários: Comunidades de pequenos produtores.

Histórico e objetivos: O Programa de Manejo das Áreas Comunitárias para os Recursos Indígenas (Communal Areas Management Programme for Indigenous Resources – Campfire) foi formulado pelo departamento de Gestão de Parques Nacionais e Vida Silvestre do Zimbábue (Department of National Parks and Wildlife Management – DNPWLM), em 1986, e, posteriormente, replicado em diversas localidades do continente africano. O programa foi inicialmente desenhado para dois distritos rurais – Guruve e Nyaminyami – onde as atividades começaram no ano de 1988 (HASTRUP, 2003). Em 2002, a Associação Campfire contava com representação de 35 conselhos distritais rurais, atuando em uma área de 244 mil quilômetros quadrados e atingindo cerca de 770 mil pessoas (FROST; BOND, 2006).

O Campfire não foi desenhado de acordo com a concepção de pagamento por serviços ambientais, mas com a de manejo de vida silvestre e seus habitats em terras comunitárias do Zimbábue, para o benefício das populações locais. No entanto, em muitos aspectos pode ser comparado a um programa de pagamento por serviços ambientais.

Nos anos 1960 e 1970, a vida silvestre no Zimbábue era considerada propriedade do Estado. O Estado tinha a atribuição de manejá-la e detinha os direitos de emitir licenças de caça. Nesse contexto, a vida silvestre não apresentava valor nem para as grandes fazendas comerciais nem para as terras comunitárias, sendo considerada um problema que afetava a criação de animais e a agricultura. Paralelamente, ocorria uma grande matança de animais.

A ideia por trás do Campfire é que, enquanto as pessoas que vivem nas áreas habitadas por animais silvestres ou seu entorno não tiverem algum tipo de benefício econômico, elas vão preferir mudar o tipo de uso do solo. Nesse sentido, o programa visa satisfazer as necessidades materiais das populações rurais, sem extinguir a vida silvestre ou degradar o ecossistema do qual a sua sobrevivência depende. Isso significa uma mudança de percepção em relação à concepção de vida silvestre intocada. Ao inverter essa concepção, o Campfire promove a ideia de que animais selvagens constituem uma fonte viável de recursos que deve ser protegida e utilizada. Assim, o Campfire propôs a geração de renda para as comunidades locais por meio da concessão e venda de licenças de caça e de turismo.

A proposta inicial previa a formação de uma agência para auxiliar no desenvolvimento do programa e sua implementação. No entanto, a agência nunca foi criada e o programa foi proposto por um “grupo colaborador”, composto por membros do governo (principalmente do DNPWLM), da Universidade do Zimbábue, do terceiro setor (WWF) e o Zimbabwe Trust, uma ONG de desenvolvimento rural local. O grupo colaborador do Campfire foi responsável por captar recursos de diversas organizações de cooperação internacional que viabilizaram o início do programa, arcando com as despesas de administração, de desenvolvimento do projeto, assistência técnica, compra e manutenção de equipamentos, entre outros.

Os principais atores envolvidos no esquema do Campfire são as comunidades, os Conselhos Distritais Rurais (CDR) e as operadoras de ecoturismo ou de safáris.

Na prática, as operadoras de safári adquirem direitos sobre áreas e podem realizar turismo, com caminhadas, observação, etc., ou caça, já que recebem uma cota de animais que podem ser abatidos. Nos dois casos, é vendida aos clientes a oportunidade de desfrutar da paisagem ou o prazer de uma aventura. Nesse sentido, o Campfire se aproxima da ideia do pagamento pela preservação da beleza paisagística.

Como ocorre o pagamento: O principal arranjo contratual ocorre entre os CDR, que recebem autorização do governo para cobrar pelo uso da vida silvestre e atuam como vendedores, representando as comunidades que os constituem; e um ou mais operadores de safári, que atuam como compradores e representam seus futuros clientes. Os contratos variam bastante, mas, em geral, estabelecem uma taxa às operadoras pelos direitos de uso e uma taxa extra por animal capturado ou por visitante levado à área.

Inicialmente, os contratos eram simples e se baseavam em taxas governamentais para licença de caça ou nas quotas de caça que variavam de acordo com o tamanho da área. O contrato estabelecia direitos e deveres, entre eles, ética de caça, monitoramento e investimentos em infraestrutura. Em meados dos anos 1990, os contratos incluíram uma relação direta entre a provisão do serviço e o pagamento.

O pagamento ocorre para o CDR, que posteriormente repassa para a comunidade. O valor recebido pela comunidade depende, portanto, da negociação estabelecida entre o CDR e o comprador dos direitos.

A receita gerada com o programa é utilizada para o pagamento de dívidas, proteção da vida silvestre, atividades de manejo e remuneração do Conselho. As regras que norteiam o Campfire estabelecem que os CDRs deveriam ficar com cerca de 15% da receita total, utilizar 35% para financiar as atividades de manejo dos animais e destinar pelo menos 50% para as comunidades. Essas mesmas regras apontam que cabe às comunidades decidir o que fazer com os recursos. Entre 1989 e 1999, no total do programa, os Conselhos retiveram 29% da receita total do Campfire. Nos primeiros anos de funcionamento, os CDRs conseguiram transferir para as comunidades até 75% da receita total. Nos anos posteriores, no entanto, alguns conselhos passaram a utilizar o dinheiro para outras atividades e os repasses foram comprometidos.

A receita do Campfire representa até 24% da receita total das comunidades, e, em algumas delas, é a principal fonte de renda. Individualmente, no entanto, a receita do Campfire é pequena, cerca de US$ 6,00, em 1999 (FROST; BOND, 2006). Comparado com a renda gerada pela agricultura, a receita do Campfire constitui apenas uma fonte insignificante.

Entre os anos de 1989 e 1991, 89% da receita do Campfire foi gerada pelas licenças pagas pelas operadoras de safári e apenas 2%, do safári fotográfico. Outros 6% advêm de fontes de renda diversas, como a venda de marfins. Todas as atividades são acompanhadas por profissionais locais responsáveis por controlar o número de animais mortos e as devidas licenças para tal.

Outro serviço oferecido é a venda de animais vivos para Parques Nacionais ou reservas particulares, iniciada recentemente em áreas onde as populações silvestres são grandes. O distrito de Guruve, por exemplo, vendeu 10 antílopes por US$ 50 mil.

A coleta de recursos naturais, como ovos de crocodilos, lagartos, areia de rios e madeira para a venda às comunidades locais, também é autorizada pelo Programa. A pele de animais e o marfim podem ser comercializados em casos extremos, como a morte de um animal por ameaça a vida. Sob a supervisão do Departamento de Parques Nacionais, algumas espécies animais, como os impalas, abundantes no país, têm autorização de caça para venda da carne e pele.

Pontos relevantes: Os recursos captados pelas instituições que estabeleceram o Campfire foram fundamentais para que o programa tivesse início. É provável que sem esse aporte inicial de recursos o projeto não teria acontecido, sobretudo, levando-se em conta as dificuldades que as comunidades locais enfrentam no acesso ao crédito.

Existe uma diferença de visão com relação à receita do programa, dependendo da observação. Em escala global, o programa é muito bem sucedido. No âmbito familiar, no entanto, a receita gerada não tem sido tão grande, além de inconstante, o que pode comprometer o projeto. Para as famílias, uma receita muito baixa não geraria incentivo suficiente para que se mudem as práticas agrícolas e de manejo utilizadas.

Outro ponto crítico é o fato de que parte dos recursos está sendo utilizada pelos Conselhos para outros fins que não o Campfire. Isso implica em menos recursos para as comunidades e representa uma fragilidade institucional que mina a confiança das partes e pode desarticular o projeto. Em geral, os Conselhos não possuem capacitação para negociar e monitorar os pagamentos feitos pelas operadoras, de forma que os pagamentos efetuados ficam, muitas vezes, sem auditoria.

Em algumas áreas, as populações de animais silvestres decresceram em decorrência de falta de entrosamento dos Conselhos com a comunidade local sobre a responsabilidade de cada um no manejo da vida silvestre. Isso demonstra que as responsabilidades de cada parte devem estar muito bem definidas.

Contudo, a caça ilegal e desenfreada que vinha ocorrendo no Zimbábue nos anos 1980 cessou, e as populações de animais silvestres aumentaram, muito em decorrência do Campfire. No entanto, fazendeiros têm visto o aumento do número de animais como uma ameaça às plantações e têm usado a lei de controle de animais para incentivar a caça desregulada.

Um efeito interessante do programa foi o fortalecimento das comunidades, que passaram a perceber que dispunham de recursos valiosos em suas terras. As discussões e capacitações levadas a cabo no projeto ajudaram a fortalecer a confiança e desenvolver habilidades de negociação e gestão de conflitos.

Mas o programa evidenciou também as desigualdades na distribuição dos recursos, incluindo casos de nepotismo e uso privado de equipamentos dos projetos. Algumas comunidades, assim como as mulheres, foram marginalizadas dos processos de decisões.

É interessante notar, na presente experiência, que uma atividade considerada, em princípio, como prejudicial à conservação, como a caça, foi utilizada para gerar recursos que garantissem a própria conservação das espécies. O Programa depende da interação de fatores não somente ecológicos e econômicos, mas também sociais e institucionais. Ecologicamente, depende da ideia de que a gestão da vida silvestre é uma forma apropriada de usar a terra em áreas de baixo interesse agrícola. Economicamente, está baseado na suposição de que existem mercados para os serviços e produtos que podem ser oferecidos pelo programa. Institucionalmente, o sucesso do programa depende da flexibilidade das agências do governo, das autoridades locais e da disposição dessas para incentivar a participação das comunidades locais.

Caso 2
Bacia do Rio La Vieja
Colômbia

Nome do caso: Enfoques Silvipastoris Integrados para o Manejo de Ecossistemas

País: Colômbia

Localização: Bacia Hidrográfica do Rio La Vieja – “Departamento” de Quindío

Tipo de serviço ambiental remunerado: Habitat para a biodiversidade e sequestro de carbono.

Beneficiários: Proprietários de terra da bacia do rio La Vieja.

Histórico e objetivos: A bacia do rio La Vieja é uma sub-bacia do rio Cauca e se localiza no “Departamento” de Quindío, na região centro-oeste da Colômbia, em sua porção andina. A bacia do rio La Vieja tem aproximadamente 63.831 hectares de extensão e é a de maior densidade populacional da Colômbia (BLANCO, 2006). Segundo Blanco (2006), 30% da produção colombiana de café provém da região, fato pelo qual a mesma é conhecida como “eixo cafeeiro”.

Devido à baixa nos preços internacionais do café nos anos 1990, as atividades agropecuárias se diversificaram na região, com aumento importante na produção pecuária, sob rotação de pastagens e uso intensivo de fertilizantes químicos. A taxa de lotação na região é de aproximadamente oito animais por hectare (BLANCO, 2006).

O pastoreio intensivo associado às más práticas de manejo e às altas declividades existentes na região causou grande degradação nos solos e, por consequência, aumento de deslizamentos de terra, erosões e emissão de gases de efeito estufa, e perda de biodiversidade (MURGUEITIO, 2000; ZAPATA et al., 2007).

No ano 2001, o Banco Mundial aprovou o projeto “Enfoques Silvipastoris Integrados para o Manejo de Ecossistemas” para ser realizado em três países – Colômbia, Costa Rica e Nicarágua –, com o objetivo de melhorar áreas de pastagens degradadas por meio de sistema silvipastoril. O prazo do projeto é de 5 anos e o montante total é de US$ 8,4 milhões, dos quais US$ 4,5 milhões foram doados pelo Fundo Ambiental Global (Global Environmental Fund – GEF) e o restante como contrapartida.

Na Colômbia, o projeto começou em 2003 e o responsável por sua implantação foi o Centro para a Pesquisa em Sistemas Sustentáveis de Produção Agropecuária (Centro para la Investigación en Sistemas Sostenibles de Producción Agropecuaria – Cipav), que contou com o apoio da Corporação Autônoma Regional de Quindío (CRQ) e da Câmara de Pecuária de Quindío.

O objetivo do projeto foi o de incentivar a recuperação de pastagens com o enriquecimento de uma alta densidade de árvores, de forma a favorecer a recuperação da biodiversidade, a captura de carbono e a regulação hídrica. Além disso, as áreas silvipastoris contribuem para a conectividade de áreas protegidas, atuando como corredores ecológicos.

Na Colômbia, o projeto foi implementado em 110 propriedades na vertente ocidental da Cordilheira dos Andes, na Bacia do Rio Las Viejas, abrangendo uma área total de 3.757 hectares, 2.848 hectares dos quais cobertos totalmente por pastos “limpos”, sem nenhuma vegetação nativa (BLANCO, 2006).

Além dos benefícios difusos dos projetos silvipastoris, os proprietários que implementam tais práticas são beneficiados com a exploração dos produtos florestais não madeireiros (frutas, castanhas, azeites, madeira, etc.) e pelo aumento da produtividade das pastagens, já que há maior reciclagem de nutrientes. No entanto, ainda que os benefícios sejam importantes, não são suficientes para que um produtor adote de forma espontânea as práticas silvipastoris, pois elas requerem um grande investimento inicial em sementes, mudas e plantios, enquanto o retorno demanda alguns anos para ser obtido (PAGIOLA et al., 2007).

Para incentivar a mudança nos padrões de pastagens da região, o projeto realiza pagamentos aos produtores que optaram pelos sistemas silvipastoris, em função dos serviços ambientais que prestam, especificamente, de incremento da biodiversidade e captura de carbono. No entanto, dado que diferentes densidades arbóreas “prestam” diferentes quantidades de serviço, foi desenvolvido um índice de serviços ambientais (ISA) capaz de detectar essas diferenças e orientar o pagamento de forma proporcional ao serviço prestado. O índice identifica 28 tipos de uso do solo - embora nem todos se apliquem à região - e calcula sua contribuição para a biodiversidade e para o sequestro de carbono conforme apresentado na Tabela 1.

Tabela 1. Pontuação de cada tipo de uso do solo para cálculo do Índice de Serviços Ambientais.

Tipo de Uso

Índice de Biodiversidade

Índice de Carbono

Total

Cultivo de ciclo curto (grãos e tubérculos)

0

0

0

Pastagem degradada

0

0

0

Pastagem natural sem árvores

0,1

0,1

0,2

Pastagem melhorada sem árvores

0,1

0,4

0,5

Cultivos semiperenes (banana ou café sem sombra)

0,3

0,2

0,5

Pastagem natural com baixa densidade de árvores (30 árvores/ha)

0,3

0,3

0,6

Pastagem natural enriquecida com baixa densidade de árvores

0,3

0,3

0,6

Cerca viva nova ou cerca viva estabelecida com podas frequentes

0,3

0,3

0,6

Pastagem melhorada enriquecida com baixa densidade de árvores (30 árvores/ha)

0,3

0,4

0,7

Cultivo homogêneo de frutíferas (monocultura)

0,3

0,4

0,7

Banco forrageiro de gramíneas

0,3

0,5

0,8

Pastagem melhorada com baixa densidade de árvores

0,3

0,6

0,9

Banco forrageiro com lenhosas

0,4

0,5

0,9

Pastagem natural com alta densidade de árvores

0,5

0,5

1,0

Policultura de frutíferas

0,6

0,5

1,1

Cerca viva multiestrato ou cortina (barreira) quebra-ventos

0,6

0,5

1,1

Banco forrageiro diversificado

0,6

0,6

1,2

Plantação de árvores madeireiras em monocultivo

0,4

0,8

1,2

Cultivo de café sombreado

0,6

0,7

1,3

Pastagem melhorada com alta densidade de árvores (superior a 30 árvores/ha)

0,6

0,7

1,3

Floresta ou plantação de bambu

0,5

0,8

1,3

Plantação de madeiráveis diversificada

0,7

0,7

1,4

Sucessão vegetal

0,6

0,8

1,4

Floresta ripária ou ribeirinha

0,8

0,7

1,5

Sistema silvipastoril intensivo

0,6

1,0

1,6

Floresta secundária manejada

0,8

0,9

1,7

Floresta secundária

0,9

1,0

1,9

Floresta primária

1,0

1,0

2,0

Fontes: Blanco (2006), Murgueitio et al. (2003) e Zapata et al. (2007).

Assim, conforme se pode observar, o índice de serviços ambientais varia entre 0 e 2, sendo o valor máximo atribuído à floresta primária, e o valor mínimo, às áreas mais alteradas e degradadas.

Para iniciar o programa, foi realizado um levantamento socioeconômico de todas as propriedades participantes e utilizadas imagens de satélites, com checagem de campo, para determinar as linhas bases, isto é, para identificar a situação quanto ao uso do solo de cada propriedade no momento inicial do projeto. Assim, puderam-se identificar os diversos tipos de uso do solo de cada propriedade e multiplicá-los pelos respectivos índices de serviços ambientais, de forma que cada propriedade recebeu uma pontuação. Os pagamentos são realizados de acordo com a pontuação individual, obtida com os dados da Tabela 1.

Entre os anos de 2003 e 2006, Pagiola et al. (2007) e Zapata et al. (2007) constataram que houve incrementos significativos nas práticas silvipastoris, com sensível melhoria para o meio ambiente, conforme mostra a Tabela 2, do presente estudo de caso. Os autores também identificaram que a eficiência (“área com melhores práticas implementadas” sobre “área total da propriedade”) foi maior nas propriedades menores, o que indica que os recursos gerados com o esquema de PSA foram importantes para os proprietários darem os passos iniciais para a mudança das práticas de manejo.

Tabela 2. Desenvolvimento das práticas silvipastoris.

2003 (início do projeto)

2006 (3º ano do projeto)

Variação

(ha)

%

(ha)

%

Cultivo de ciclo curto (grãos e tubérculos)

94,90

2,60

136,90

3,80

44%

Pastagem degradada

92,40

2,50

16,10

0,40

-83%

Pastagem natural sem árvores

771,30

21,20

251,20

6,90

-67%

Pastagem melhorada sem árvores

1.456,30

40,10

1.226,60

33,80

-16%

Cultivos semiperenes (banana ou café sem sombra)

284,40

7,80

251,00

6,90

-12%

Pastagem natural com baixa densidade de árvores (30 árvores/ha)

6,20

0,20

23,90

0,70

285%

Policultura de frutíferas

76,20

2,10

69,70

1,90

-9%

Forrageiras

4,60

0,10

34,90

1,00

659%

Pastagem melhorada enriquecida com baixa densidade de árvores (30 árvores/ha)

60,30

1,70

208,10

5,70

245%

Pastagem natural com alta densidade de árvores (superior a 30 árvores/ha)

0,00

-

70,20

1,90

-

Cultivo de café sombreado

30,60

0,80

38,00

1,00

24%

Pastagem melhorada com alta densidade de árvores (superior a 30 árvores/ha)

2,20

0,10

406,00

11,20

18.355%

Floresta ou plantação de bambu

45,30

1,20

53,90

1,50

19%

Plantação de madeiráveis diversificada

2,00

0,10

5,80

0,20

190%

Floresta ripária ou ribeirinha

445,90

12,30

456,80

12,60

2%

Sistema silvipastoril intensivo

0,00

-

117,50

3,20

-

Florestas primária e secundária

207,20

5,70

207,20

5,70

0%

Área total

3.630,60

100,00

3.630,60

100,00

Cerca viva recém estabelecida

4,30

278,50

63,77

Cerca viva multiestrato ou cortina
(barreira) quebra-ventos

7,00

81,20

10,60

Fonte: Pagiola et al. (2007).

Como ocorre o pagamento: Cada propriedade obteve uma pontuação que é a somatória das multiplicações dos tipos de uso do solo que se tem na propriedade pelos pontos detalhados na Tabela 1.

No início do projeto, cada proprietário recebeu US$ 10,00 por ponto obtido com a determinação da linha base, e o pagamento máximo permitido foi de US$ 500,00, por propriedade. O pagamento pelo uso do solo no início do projeto, sem que tenha ocorrido qualquer alteração, teve dois objetivos: premiar os proprietários que tinham desenvolvido práticas menos degradantes em suas propriedades e inibir a possibilidade de um proprietário desmatar áreas de sua propriedade para posteriormente ganhar com a recuperação (BLANCO, 2006).

Nos anos subsequentes, realizaram-se monitoramentos por meio das imagens de satélite para avaliar a mudança de uso do solo ocorrida no período. Para cada ponto adicional com relação à linha de base, o proprietário obteve um valor de US$ 75,00 ou US$ 110,00, dependendo do tipo de contrato inicial estabelecido1.

Pontos relevantes: O caso do rio La Vieja demonstra que, ao lidar com incertezas e com sistemas complexos de interações entre o ser humano e o ecossistema, há que se trabalhar com o Princípio de Precaução e atentar-se para o comportamento das variáveis. Há também que se aplicar o conceito do “aprender fazendo2”.

O esquema montado na bacia do rio de Las Viejas só é possível de funcionar porque conta com a doação de um recurso pelo Global Environment Fund (GEF). É um caso que apresenta as características clássicas da “Tragédia dos Comuns”, de Hardin (1968), para ilustrar a diferença entre as decisões individuais, guiada pelos custos, e os benefícios (ou custos) sociais. Aqui, fica sempre a interrogação de quem deve pagar a conta. Sendo assim, faz-se necessária a intervenção de um ente regulador.

No caso específico do projeto analisado, existe o CIPAV e recursos do GEF. No entanto, o projeto prevê o pagamento por um período de cinco anos. Com isso, imagina-se que os proprietários conseguirão arcar com o custo inicial da mudança nos padrões de manejo das propriedades e optar por práticas silvipastoris, que no futuro garantirão uma renda igual ou superior à atual, com claros ganhos ambientais. Ou seja, acredita-se que após o período inicial financiado pelo GEF, as propriedades continuarão com os sistemas silvipastoris mesmo que não existam pagamentos pelas boas práticas.

Porém, a continuidade do projeto após o período não é um fato garantido. Práticas silvipastoris são mais complexas que o pastoreio convencional e a falta de incentivos pode desestimular alguns proprietários. Para que isso não ocorra, terão que receber benefícios para manter as práticas mais complexas, seja pela renda oriunda dos produtos diversificados na propriedade, seja pela melhoria nas condições ambientais da propriedade que, indiretamente, pode gerar mais renda na medida em que permite um melhor manejo do gado.

Espera-se que a renda extra para os proprietários que aderiram ao projeto, após os 5 anos iniciais, venha da venda dos produtos agropecuários mais sustentáveis e da comercialização de créditos de carbono do reflorestamento. No entanto, a venda de créditos de carbono não é um processo tão simples, sobretudo em pequenas quantidades, e o mercado para os produtos florestais não madeireiros não é muito estruturado tal como o mercado de carne. Assim, o projeto enfrentará grandes desafios quando findar o financiamento inicial.

Ademais, não existe uma relação direta entre os pagamentos realizados e os ganhos ambientais que se pretendem. Ainda que o potencial de captação de carbono derivado da mudança de uso do solo possa ser calculado, o mesmo não se pode dizer com relação à biodiversidade. É extremamente complicado relacionar a recuperação de áreas nas propriedades com o retorno da biodiversidade, sem mencionar o fato de que o valor da última é extremamente subjetivo.

Logo, o pagamento não é realizado como reconhecimento por um serviço ambiental específico, mas sim pela adoção de certas práticas de manejo. Vale ressaltar que o conceito presente corrobora-se ao da Economia Ecológica (Capítulo 3), na qual o PSA deve entrar como força produtiva, e não simplesmente como renda. Como em outros casos avaliados no estudo, apesar das várias incertezas existentes, é bastante aceitável inferir que práticas silvipastoris são mais benéficas ao meio ambiente do que as pastagens convencionais que eliminam por completo as formações arbóreas nas áreas de pastagens. Mas não se pode afirmar que um aumento de 10 hectares, por exemplo, vá beneficiar a recuperação da biodiversidade em determinada percentagem.

O índice de serviços ambientais é um mecanismo muito interessante para beneficiar os que mais se esforçam na adoção de práticas sustentáveis, além de permitir uma implementação flexível e gradual das práticas silvipastoris, com ganhos monetários para os proprietários desde o primeiro momento. Mas, novamente, a relação entre a pontuação e o “serviço” esperado, especialmente, o de biodiversidade, não é direta nem precisa. Baseia-se, principalmente, em inferências e conhecimentos previamente adquiridos.

Com todo o exposto, o modelo do rio de La Vieja se caracteriza como um estímulo para mudanças nas práticas de manejo, ou seja, é um mecanismo que poderia ser adotado com o uso de outros instrumentos econômicos, tais como subsídios, taxas e isenções. Mas peca por ser centrado em demasia em recursos temporários de doação, dentro do voluntarismo e lógica de mercado do pensamento da Economia Ambiental.

No estudo desse caso, o GEF, por meio do CIPAV, atua como representante de interesses sociais, locais e globais. No entanto, da maneira como foi desenhado, é um modelo que não se sustenta no médio prazo, pois requer sempre aportes financeiros adicionais. Dada a morosidade em receber os eventuais benefícios financeiros decorrentes das mudanças nas práticas de manejo, os custos de transações são bastante elevados.

Caso 3
Rio Los Negros
Bolívia

Nome do caso: Los Negros

País: Bolívia

Localização: Região de “Los Valles”, Distrito de Santa Cruz

Tipo de serviço ambiental remunerado: Pagamento pela manutenção da água através da mudança no uso do solo e criação de zona de amortecimento para a Reserva Florestal.

Beneficiários: Agricultores do povoado de Santa Rosa, localizado no rio Los Negros, a montante da comunidade de Los Negros.

Histórico e objetivos: A bacia hidrográfica do Rio Los Negros, na Bolívia, tem aproximadamente 25 mil hectares de extensão e se localiza no extremo oeste do “Departamento” de Santa Cruz, em uma região andina denominada “Los Valles”. A bacia faz fronteira com o Parque Nacional Amboró.

O Rio Los Negros é fonte para a irrigação dos cultivos agrícolas, atividade econômica local praticada por diversas comunidades. Canais de irrigação abastecem cerca de mil hectares de terra no povoado de Los Negros, cuja população é de 2.970 pessoas, o que permite aos habitantes cultivar vegetais em um clima semiárido e abastecer os mercados de Santa Cruz e Cochabamba durante todo o ano. Distante cerca de 35 km do povoado de Los Negros, a montante do rio de mesmo nome, encontra-se o povoado de Santa Rosa, com população de aproximadamente 500 pessoas e onde se encontra parte das cabeceiras do rio Los Negros (ASQUITH, 2006; ROBERTSON; WUNDER, 2005).

O Parque Nacional Amboró e sua área de amortecimento estão constantemente sob pressão de invasores ilegais que lá adentram para explorar madeira e a área para o cultivo agrícola.

Nos últimos 10 anos, os agricultores têm notado uma diminuição no nível de água do rio, tanto na época de chuvas quanto na seca (ROBERTSON; WUNDER, 2005; VARGAS, 2004). Alguns agricultores atribuem a menor disponibilidade de água ao grande número de canais existentes e ao desmatamento nas cabeceiras do rio.

A situação gerou conflitos entre as comunidades de Los Negros e de Santa Rosa no início dos anos 1990, com a primeira alegando que os habitantes da segunda desviavam muita água e desmatavam as cabeceiras do rio, causando a diminuição da quantidade disponível do recurso. Os moradores de Los Negros bloquearam a estrada para Santa Rosa e exigiram que o governo controlasse o fluxo de pessoas que migravam para a região a procura de terras para agricultura. Em outra ocasião, os moradores organizaram-se em uma comissão oficial para negociar, com a comunidade de Santa Rosa, o desenvolvimento de um sistema de racionamento para o rio, que estabeleceria quando e quanto cada agricultor poderia retirar de água para irrigar suas terras.

Em 2002, a Fundación Natura Bolivia, uma ONG local, iniciou um projeto para mediar o conflito entre as comunidades, buscando construir um consenso sobre o problema da água, entender o motivo da secagem do rio e estimar os possíveis impactos econômicos. Na época, começou-se a pensar em um esquema de pagamento por serviços ambientais no qual a comunidade de Los Negros pagasse aos agricultores de Santa Rosa que se comprometessem a proteger voluntariamente parte das matas.

Após negociações, os comitês ambientais de ambas as comunidades acertaram alguns detalhes do que viria a ser o primeiro convênio de PSA na bacia do Los Negros. Basicamente, decidiu-se que o pagamento não seria realizado em dinheiro: os habitantes de Los Negros se comprometeriam apenas a fornecer uma caixa de abelhas aos agricultores de Santa Rosa que optassem pela conservação de 10 hectares com vegetação primária, uma quantia ínfima.

O esquema entrou em vigor no ano de 2003, quando se realizaram os primeiros pagamentos aos agricultores de Santa Rosa. Os primeiros contratos contemplaram uma área de 562 hectares, com propriedades de tamanhos variados, entre 3 e 390 hectares. As áreas foram georreferenciadas e contratos individuais estabelecidos com cada proprietário. Também foram realizadas oficinas de capacitação para a apicultura (ROBERTSON; WUNDER, 2005).

O não cumprimento dos acordos por parte dos proprietários de Santa Rosa implicaria na devolução das caixas de abelhas. No entanto, dado que os custos políticos da ação seriam muito altos, já que a negociação inicial e a construção de confiança mútua entre as partes foram muito difíceis, optou-se por flexibilizar a regra, e, ao invés de se retirar as caixas de abelhas, decidiu-se pela não renovação do contrato.

Segundo Robertson e Wunder (2005), surgiram diversos problemas para a implementação do esquema. O primeiro é que os agricultores de Los Negros, que deveriam fazer aportes monetários a um fundo para a compra das caixas de abelhas, não o fizeram. Apesar de uma alta disposição a pagar, detectadas por Robertson e Wunder (2005) e Vargas (2004), os agricultores preferiram esperar a Natura Bolivia obter recursos para a finalidade, o que se confirmou. Além disso, dada a desconfiança existente entre as partes, os habitantes de Los Negros queriam assegurar-se de que os agricultores de Santa Rosa cumpririam com sua parte no acordo. No entanto, a resistência para efetuar os pagamentos revela também a desconfiança dos habitantes de Los Negros para o estabelecimento de um sistema de cobrança pelo uso da água, um bem livre atualmente.

Outro problema que surgiu na implementação do esquema está relacionado à posse da terra e sua titulação. Apesar da existência de títulos da terra concedidos na década de 1970, os limites não são precisos e muitas vezes pouco conhecidos, pois houve vendas e divisões de terra. O próprio Parque Nacional Amboró se encontra constantemente sob ameaça de invasões ilegais e desmatamento para o uso do solo na agricultura.

Em um contexto de pouca institucionalidade, a posse da terra se assegura por meio do uso para atividades produtivas. Portanto, é o próprio desmatamento que garante informalmente a posse da terra, sendo as áreas conservadas as mais suscetíveis de ocupações ilegais. Com isso, os proprietários são reativos a manter terras conservadas, o que torna seu controle mais difícil.

Por fim, obter confiança entre as partes foi uma tarefa difícil para a Natura. Parte dos agricultores de Santa Rosa pensava que uma maior atenção a temas como conservação e o comprometimento em manter suas terras conservadas seria o primeiro passo para a ampliação da área protegida do parque vizinho. Parte do movimento sem-terra da Bolívia também percebia o esquema de PSA como um fator que diminuiria as possibilidades de aquisição de terra para uso agrícola. Os habitantes de Los Negros tinham resistência para pagar por algo que não era absolutamente certo. Logo, a conservação não estava garantida e, mesmo que estivesse, não assegurava a melhoria na qualidade dos recursos hídricos.

Como ocorre o pagamento: O pagamento ocorre em caixas de abelhas, por decisão das partes. A cada 10 hectares comprometidos na conservação, os proprietários de Santa Rosa receberam uma caixa de abelhas. Além disso, a Natura realizou cursos de capacitação para a apicultura de apenas uma semana com os participantes do esquema. Portanto, o principal benefício econômico de participar do projeto equivale ao valor de somente uma caixa de abelhas, aproximadamente US$ 35,00. Há também o benefício da capacitação, valorado em um preço similar ao da caixa de abelhas. Dessa forma, o benefício total com o programa é de cerca de US$ 70,00, para os primeiros 10 hectares, e US$ 35,00, por cada 10 hectares adicionais comprometidos para a conservação (ROBERTSON; WUNDER, 2005).

A decisão de pagamento em caixas de abelhas, ao invés de dinheiro, foi uma decisão acordada entre as partes. Por um lado, se o pagamento se efetuasse em dinheiro, os agricultores de Santa Rosa poderiam gastar rapidamente a quantia sem nenhum benefício para a conservação. Ao se pagar em caixas de abelhas, o benefício é mais duradouro e pode gerar renda ao agricultor (ex.: mel), agregação de valor e conservação da floresta, e fortalecimento da propriedade da terra em áreas de floresta. Também houve desconfiança por parte dos agricultores de Santa Rosa de que o pagamento em dinheiro poderia indicar a venda das suas áreas de floresta, o que não era desejado. O que se questiona é que o valor irrisório não colabora para a retirada de parte da população da condição de pobreza.

Alguns agricultores mencionaram que iriam vender as caixas adicionais que recebessem para pessoas que se especializassem na atividade, enquanto outros manifestaram desejo de receber arame e material para cercar as áreas de floresta, ao invés de caixas de abelhas adicionais (ROBERTSON; WUNDER, 2005).

A Natura Bolivia vê como externalidade positiva ao pagamento em caixas de abelhas, o serviço de polinização prestado para a conservação da floresta e recuperação de áreas degradadas, mas parece que pouco se atenta para a baixa renda gerada.

Todas as dificuldades encontradas para a implementação do projeto fizeram com que os custos iniciais fossem dez vezes superiores aos custos das caixas de abelhas, incluindo as negociações, capacitações e processo de monitoramento.

O sistema de monitoramento ainda se encontra em elaboração, mas como mencionado anteriormente, violações nos compromissos serão punidas com o rompimento da relação.

Pontos relevantes: O caso de pagamento por serviços ambientais da Bacia do rio Los Negros é interessante por envolver diretamente duas comunidades, uma como ofertante dos serviços e outra, como demandante. No entanto, nota-se claramente a necessidade de um intermediário, no caso a Natura Bolívia, na relação, o que gera custos de transação consideráveis. E manifesta-se claramente a ausência do Estado.

A análise mais detalhada do assunto indica que se trata de um caso de pagamento por serviços ambientais, em que não se conhece com exatidão quanto se paga nem qual é o serviço prestado. A relação entre a conservação que se promove e os resultados que se esperam não é direta nem comprovada, ou seja, não existe uma relação direta e mensurável entre a conservação de 10 hectares adicionais de florestas e a melhoria na qualidade da água. Também não se trata por si só de 10 hectares adicionais de floresta, mas de 10 hectares em que se evitou a derrubada, e os agricultores ganham uma caixa de abelhas por esse desmatamento evitado. Assim, não existe relação direta entre os custos envolvidos na conservação de 10 hectares de floresta e o valor de uma caixa de abelhas.

O acordo entre as partes ocorreu em Los Negros somente porque a maioria dos proprietários pode utilizar suas áreas de floresta para a apicultura sem ter que abrir mão das atividades agrícolas realizadas em outras áreas de sua propriedade e sem comprometer os planos futuros de expansão agrícola. Uma vez que o valor da caixa de mel corresponde a algo entre 2% e 10% do custo de oportunidade de aproveitar a terra para atividades agrícolas (ROBERTSON; WUNDER, 2005), fica claro que a opção pela conservação leva consigo outros fatores que a simples disposição de receber pela mudança de comportamento.

A argumentação de que o instrumento de pagamento por serviços ambientais é eficiente por causa do mercado, mostra-se débil no exemplo boliviano. O caso de Los Negros somente funciona porque a Natura Bolivia dá suporte técnico e financeiro. Vê-se aqui que a ausência do Estado coloca o caso em situação paliativa.

No primeiro ano do projeto, os agricultores de Los Negros não disponibilizaram os recursos necessários para a compra das caixas de abelhas, o que só ocorreu porque a Natura Bolívia as adquiriu com recursos de financiamento externos. Tem-se então a clara demonstração das falhas dos mecanismos estritos de mercado.

O projeto foi flexibilizado também com relação ao monitoramento. Devido aos custos políticos que o recolhimento das caixas poderia gerar, decidiu-se por apenas romper os contratos com os agricultores que não o respeitassem. Assim, poderiam ocorrer casos em que um agricultor recebesse caixas de abelhas no primeiro ano, não cumprisse o contrato e mantivesse as caixas sob produção (ROBERTSON; WUNDER, 2005). As flexibilizações ocorridas podem fragilizar o esquema de PSA e a confiança das partes envolvidas.

Outro sério problema que aparece diz respeito à governança local, isto é, à força institucional dos poderes públicos. A falta de titulação da terra e a desconfiança com relação à mudança dos limites do Parque Nacional Amboró são exemplos de situações que evidenciam a falta de um marco regulatório legal confiável, consequentemente, as iniciativas que dele dependem ficam extremamente vulneráveis.

Caso 4
Pimampiro
Equador

Nome do caso: Pimampiro

País: Equador

Localização: Município de São Pedro de Pimampiro, nordeste da Província de Imbabura

Tipo de serviço ambiental remunerado: Pagamento pela manutenção da quantidade e qualidade da água.

Beneficiários: Comunidades de pequenos produtores.

Histórico e objetivos: Pimampiro é um município localizado na bacia hidrográfica do Rio Pisque, sub-bacia do rio Palaurco, de onde se capta água para irrigação e abastecimento doméstico. Aproximadamente 25% da população de Pimampiro – de aproximadamente 17 mil pessoas (ECHAVARRÍA et al., 2003) – tem acesso limitado à água (restrito a apenas 2 ou 4 horas por dia), que apresenta baixa qualidade devido ao lançamento de efluentes agrícolas à montante do local de captação.

Distante 32 km ao sul de Pimampiro, na região das cabeceiras do rio Palaurco, encontra-se uma comunidade de 24 famílias da Associação Nova América, uma associação de agricultores e pequenos pecuaristas. As famílias, das quais 20 fazem parte do esquema de pagamento por serviços ambientais, detém cerca de 640 hectares de terra, com 61% de floresta (390 hectares), 25,5% (163,3 hectares) de páramos3, 12% (74,9 hectares) de agricultura e 1,5% (9,8 hectares) de área degradada. A área foi comprada coletivamente pelas famílias, mas ao longo dos anos houve divisões em porções particulares de terras para cultivo agrícola (ECHAVARRÍA et al., 2003).

Na Figura 1, temos a parte alta da bacia do rio Palaurco, área da Associação Nova América.

Figura 1. Parte alta da bacia do rio Palaurco.

Fonte: Echavarría et al. (2003).
Foto: Ina T. Porras

Apesar de poucas informações científicas com relação aos indicadores hidrológicos, a população de Pimampiro reconhece empiricamente que as florestas prestam um serviço pela manutenção da qualidade e dos fluxos de água, principalmente, na época seca (ECHEVARRÍA et al., 2003).

Em 1999, ocorreu uma grande seca na região, tendo sido construído um canal para ampliar o fluxo de água. Frente ao ocorrido, a população começou a valorizar a conservação, com aumento da disponibilidade de se pagar pelo recurso. O fato foi explorado pelo município para estabelecer o sistema de pagamentos de manutenção da qualidade e quantidade de água (ALBÁN; WUNDER, 2006; CEDERENA, 2003).

Assim, no ano 2000, o município de Pimampiro, como parte do seu Plano de Manejo Florestal, lançou o programa de pagamento por serviços ambientais, no intuito de proteger a água utilizada para consumo. O esquema envolveu um grande número de instituições, entre eles:

Associação Autônoma de Agricultura e Pecuária “Nueva América”.

Desenvolvimento Florestal Comunitário (DFC): Projeto de manejo florestal comunitário financiado pela FAO.

Corporação para o Desenvolvimento dos Recursos Naturais (Cederena): ONG com origem no DFC.

Inter-American Foundation (IAF): Organização de capital norte americano.

Município de Pimampiro.

A partir da aprovação do “Plano Municipal de Gestão da Água para o Pagamento de Serviços Ambientais por Conservação de Florestas e Paramos”, em 2001, foi criado um fundo exclusivo para arrecadar os valores pagos pelos usuários de água e realizar os pagamentos aos produtores da Associação Nova América. O fundo é alimentado pelos rendimentos provenientes de a) capital inicial de US$ 15 mil captados pela Cederena; b) 20% da tarifa de água incidente sobre as 1.350 famílias que possuem hidrômetro em Pimampiro4 (ALBÁN; WUNDER, 2006); e c) aporte financeiro da Prefeitura Municipal para o pagamento dos custos administrativos e de monitoramento. Os pagamentos foram iniciados em janeiro de 2001.

Como ocorre o pagamento: O pagamento pelos serviços ambientais é realizado às famílias da Associação Nova América, proprietários de 640 hectares de terras que distam 32 km de Pimampiro, às margens do rio Palaurco, região com composição de florestas, páramos, agricultura e pecuária. Atualmente, 19 famílias (70% do total) e 496 pessoas (77% do total) participam do esquema de pagamento.

Na sua maioria, as famílias trabalham no setor de construção da cidade de Pimampiro e também praticam agricultura nas terras baixas de suas propriedades, enquanto que o pagamento pelos serviços ambientais se refere às terras altas, onde a captação de água é realizada e a cobertura florestal encontra-se conservada. As propriedades variam de 1 a 93 hectares, no entanto, mais de 70% delas têm menos de 20 hectares.

Para receber o pagamento, os membros da associação têm de assinar um termo de aceitação junto à prefeitura, no qual se estipulam as áreas que fazem parte do serviço. Os pagamentos variam conforme o tipo de uso que se faz da terra, desde U$ 0,50 por hectare/mês para áreas de florestas ou páramos em recomposição, até U$ 1,00 por hectare/mês para florestas primárias e páramos conservados.

Embora sejam valores baixos, os mesmo representam uma significativa renda extra para os comunitários, dada sua condição de pobreza. Na média, as famílias recebem US$ 21,10 mensais como pagamento pelos serviços, o que corresponde a quase 35% dos gastos familiares com alimentação, escola e remédios (ECHAVARRÍA et al., 2003). Mas eles reivindicam justamente um valor maior pela proteção das florestas.

Os valores pagos não são estabelecidos por critérios técnicos de qualidade e quantidade de água ou planejamento financeiro do fundo, mas por negociações políticas de certa forma duvidosas, dadas as condições diferentes de poder que detém cada extrato da sociedade. Há diferenciação nos valores pagos devido à suposição de que florestas primárias conservam melhor a água que florestas em recomposição (ALBÁN; WUNDER, 2006; ECHEVARRÍA et al., 2003).

O termo de compromisso tem validade de 5 anos, período após o qual é revisto. Os proprietários que violarem o termo podem ser suspensos por 1 ou 3 meses, ou serem eliminados do esquema em caso de reincidências.

O comitê responsável deve escolher, aleatoriamente, três proprietários a cada trimestre para realizar monitoramento e verificação do uso da terra. No entanto, a norma não vem sendo respeitada, com monitoramento pouco crível.

Pontos relevantes: O esquema de Pimampiro foi desenhado para garantir fluxos contínuos de receita e despesas que assegurem seu funcionamento. Previa-se um aporte via tarifas de água de, aproximadamente, US$ 500,00, por mês, porém, arrecada-se apenas US$ 200,00, no mesmo período. A prefeitura não realizou aumento progressivo de tarifas conforme havia se comprometido, assim como não diminuiu a evasão de pagamentos. A arrecadação vincula-se a uma conta poupança, e não a um fundo fiduciário, assim, há probabilidade de uso dos recursos para outras finalidades.

Os produtores, por seu lado, têm reivindicado aumento nos valores pagos como remuneração pelo serviço ambiental. Por outro lado, a Cederena se afastou do projeto e existem incertezas se a prefeitura continuará a financiar o esquema e a pagar os custos de monitoramento e administração.

A revisão dos contratos, a cada 5 anos, guarda um aspecto positivo e outro negativo. Tem de positivo o fato de permitir certa flexibilidade e ajustes no programa, mas tem o lado negativo por depender de arranjos conjunturais que podem comprometer o serviço ambiental em um horizonte de tempo maior.

O esquema de Pimampiro tem funcionado bem porque os produtores possuem terras para cultivo nas áreas baixas, de forma que o ingresso proporcionado pelo pagamento de áreas conservadas nas partes altas constitui um adicional de renda. Se os proprietários não tivessem a alternativa de cultivar em terras baixas, provavelmente o valor exigido pelo pagamento seria superior.

O monitoramento é realizado em função do uso do solo, item que baseou a concepção da linha de base do projeto. Embora seja possível avaliar a situação da cobertura florestal, não é possível verificar se o serviço no qual a ideia se baseou está sendo prestado ou é eficiente. Portanto, a longo prazo pode haver comprometimento do esquema de PSA. Soma-se a isso, o fato já mencionado de que o monitoramento não tem sido muito confiável. Para completar, os custos das transações também são altos, pois cálculos conservadores os estimam como três vezes superiores ao valor pago aos produtores.

Caso 5
Profafor
Equador

Nome do caso: Programa Face de Forestación – Profafor

País: Equador

Localização: Províncias de Imbabura, Pichincha, Chimborazo, Cañar, Azuay e Loja, Manabí e Esmeraldas

Tipo de serviço ambiental remunerado: Reflorestamento para sequestro de carbono.

Beneficiários: Proprietários privados e comunitários, a maioria nos municípios serranos dos Andes.

Histórico e objetivos: Programa Face de Forestación (Profafor), do Equador S.A., é uma empresa privada equatoriana, braço da Florestas para a Absorção das Emissões do Dióxido de Carbono (Forest Absorbing Carbon Dioxide Emissions – Face Foundation), financiada por empresas holandesas de eletricidade interessadas em compensar suas emissões de carbono.

A Face é uma fundação holandesa, criada em 1990, com o objetivo de plantar 150.000 hectares de árvores e compensar as emissões de uma termoelétrica construída na Holanda. Por razões financeiras, a mitigação do carbono foi orientada para o reflorestamento em países em desenvolvimento.

Criado em 1993, o Propafor assinou contratos com proprietários privados e comunidades locais para o reflorestamento e fixação de carbono. Inicialmente focado na região andina (com 160 contratos em municípios serranos), o Profafor passou também a desenvolver projetos nas províncias costeiras, de forma que outros oito contratos foram estabelecidos, especialmente em Manabí e Esmeraldas. O presente estudo de caso centra sua atenção, porém, na relação com as comunidades andinas.

Inicialmente, o Propafor utilizava somente espécies exóticas de rápido crescimento em seus projetos de reflorestamento, mas a partir de 1999, iniciou a implementação de projetos com espécies nativas, atingindo 22.000 hectares até o ano de 2006 (ALBÁN; WUNDER, 2006; GRANDA, 2005). Anualmente, a empresa avalia e mede as plantações a partir de amostras de áreas pré-estabelecidas. O processo é certificado pela empresa suíça Societé Générale de Surveillance (SGS), ainda que o carbono sequestrado não seja elegível para o Protocolo de Kyoto, pois o programa teve início antes do compromisso assumido em Kyoto. No ano 2001, a entidade certificadora concedeu o selo FSC para os reflorestamentos do Propafor.

Para estabelecer os contratos, o Propafor oferece às comunidades as mudas, assistência técnica e capacitação para cumprir com o plano de manejo da plantação e um valor monetário por hectare plantado. Com isso, o Propafor fica com os direitos de propriedade do carbono sequestrado, já a madeira é propriedade da comunidade. No entanto, após a assinatura do contrato, o Propafor desconta os valores referentes às mudas e à capacitação técnica, logo, grande parte dos custos de transação fica com a comunidade.

As árvores são plantadas após a assinatura do contrato entre o proprietário e o Propafor, e tem duração de 25 ou 99 anos (95% dos contratos têm 25 anos), dependendo do (re)estabelecimento e da conservação da cobertura vegetal. No entanto, é difícil imaginar que o monitoramento ocorrerá por um período de tempo tão longo.

O valor pago por hectare é negociado junto à comunidade e varia de acordo com as características do terreno e com o tipo de vegetação que se plantará. O Propafor destina um determinado montante para a comunidade e a negociação realizada entre ambas as partes - certamente com relação desigual de poder - é que definirá quanto valerá o hectare plantado. Segundo Granda (2005), as comunidades que estabeleceram contratos entre os anos de 1997 e 2000 tiveram pagamentos variando de US$ 100,00 a US$ 189,00, por hectare. Os contratos de reflorestamento deixaram de ser assinados no ano de 2002.

Um documento importante para o esquema é o Plano de Gestão. Elaborado pelo Propafor, estabelece as atividades planejadas para 10 anos e apresenta explicitamente as ações que a comunidade deve executar para o estabelecimento e manutenção do plantio durante o período. Vale apontar o sentido “de cima para baixo” na elaboração do planejamento, sem o protagonismo dos comunitários.

Os treinamentos de capacitação realizados com os proprietários e as comunidades são muito limitados, ocorrem uma vez ao ano e apenas para um “líder”, o que não permite o desenvolvimento de habilidades específicas para o manejo de florestas.

O processo de seleção das áreas que fazem parte do projeto se baseou em critérios biofísicos (declividade, condição do solo, altitude, aptidão florestal) e econômicos (propriedades maiores que 50 hectares, espécies locais comercializáveis, concentração geográfica). As áreas do projeto são visitadas todos os anos, quando se realiza uma avaliação da condição da plantação e são feitas recomendações de manejo. Os proprietários e as comunidades signatárias são obrigados a realizar atividades como controle de fogo, proteção da vida silvestre e controle de animais.

Como ocorre o pagamento: O proprietário ou comunidade recebe um pagamento único de valor variável entre US$ 100,00 e US$ 200,00, por hectare plantado, de acordo às negociações estipuladas.

O Propafor, inicialmente, estima o valor que será gasto em determinada comunidade e, posteriormente, negocia com a mesma e define o valor do hectare para cada espécie vegetal. Portanto, o valor do hectare não é definido exclusivamente por critérios técnicos, mas também em função do montante total disponibilizado pela empresa. Posteriormente, descontam-se os custos das mudas e os gastos com capacitação técnica, e então se paga aos participantes 80% do valor contratado, em três parcelas, durante o primeiro ano de vigência do contrato. Os restantes 20% são pagos no segundo ou no terceiro ano, após a comprovação de que o participante cumpriu com as atividades previstas.

O não cumprimento das atividades do plano de manejo, verificado por meio da empresa certificadora, implica em medidas punitivas para as comunidades. Segundo Albán e Wunder (2006), há casos de contratos cancelados ou renegociados, com cláusula contratual para devolução do recurso financeiro pago.

Análises detalhadas, levadas a cabo por um dos grupos, indicam que entre as cláusulas previstas existe uma que obriga as comunidades a pagar cerca de 30% do total recebido com a venda de recursos florestais, principalmente madeira, se não houver renovação do contrato e realização de novas plantações. Um vínculo que parece temporariamente vantajoso pode se tornar uma relação de eterna dependência.

Pontos relevantes: O caso do Propafor trata-se de uma relação estabelecida entre empresa privada e comunidades, com ausência do Estado equatoriano.

A preocupação em neutralizar o dióxido de carbono gerado na usina termoelétrica holandesa tem sua origem, evidentemente, na pressão da opinião pública europeia e nas possibilidades de lucros. Com a necessidade de se compensar as emissões de CO2, buscou-se uma racionalidade estrita de mercado, ou seja, o motivo maior do ente proponente do esquema de pagamento por serviços ambientais (Propafor) foi a compensação de CO2 ao menor custo. Portanto, o Propafor busca diversos tipos de proprietários sem a intenção de geração ou distribuição de renda.

O primeiro problema que advém dessa racionalidade é a assimetria de forças e de conhecimento. Principalmente quando se trata de comunidades tradicionais, os grupos não estão capacitados para lidar em uma racionalidade de mercado. Além disso, como demonstra o caso, as comunidades nunca entram em igualdade nas discussões com grandes corporações.

Granda (2005, p. 32, tradução nossa) menciona que:

[...] a possibilidade de receber renda proveniente das atividades florestais pelas comunidades foram sobrevalorizadas, de forma que elas aceitaram assinar o contrato sem o conhecimento prévio dos benefícios que receberiam pela colheita da madeira; conforme documentado, o PROFAFOR possui informações dos estudos de factibilidade para cada contrato não comunicadas às comunidades para não se criar expectativas.

Granda (2005, p. 39, tradução nossa) aponta outro exemplo que adiciona elementos de uma negociação parcial:

[...] quando uma comunidade assina um contrato de reflorestamento com a Face-Propafor, ela aceita várias condições desiguais, escondidas sob a promessa de receber renda futura por meio de uma atividade desconhecida como a exploração madeireira. As condições são desiguais porque a FACE-PROFAFOR reserva a si o direito de 100% sobre o carbono sequestrado, enquanto as comunidades assumem a totalidade das responsabilidades de manutenção do sumidouro por 30 anos ou mais.

Outros problemas revelados com o projeto do Propafor podem levar um esquema de pagamento por serviços ambientais ao fracasso. Um deles é o descompasso entre as responsabilidades e os pagamentos. Ainda que grande parte do pagamento pelo carbono sequestrado seja realizada nos primeiros anos do contrato, um dos grandes atrativos do esquema, do ponto de vista das comunidades, é a possibilidade de explorar os recursos florestais, incluindo a madeira. Porém, a renda gerada pelo recurso madeireiro será percebida em um prazo de não menos de 20 anos, enquanto o do reflorestamento é imediato. Para agravar a situação, as comunidades não sabem com precisão os benefícios reais que podem ter com a exploração madeireira.

Em alguns casos, os recursos gerados nos primeiros anos não foram suficientes para arcar com o custo do reflorestamento, sobretudo nos casos em que o trabalho teve que ser refeito, pois é comum uma atividade de reflorestamento não ter êxito nas primeiras iniciativas. No entanto, os contratos previam que no caso de insucesso de uma plantação, os custos para o replantio deveriam ficar a cargo das comunidades.

Vale mencionar, ainda, a organização social como fator fundamental para o sucesso de uma iniciativa do presente tipo. As comunidades mais organizadas foram as que obtiveram maior sucesso ao longo do projeto, enquanto nas menos organizadas, os líderes foram inábeis em gerar o incentivo necessário, o manejo da terra não foi adequado e as plantações não tiveram êxito. O resultado final do projeto, nessas comunidades, foi negativo, até mesmo do ponto de vista ambiental, já que diminuiu as fontes de água e aumentou a acidificação do solo (ALBÁN; WUNDER, 2006).

Por fim, fica claro que o projeto contava com pouco interesse de desenvolvimento socioambiental, pois o PSA foi desenhado totalmente alheio à realidade local. O início do projeto centrava-se no plantio de espécies exóticas, a sociedade local não participou de sua concepção, seus modos de vida e perspectivas não foram contemplados e o principal atrativo advinha do corte da floresta e venda da madeira. O último ponto é questionável até sob o ponto de vista do balanço de carbono, a princípio, o motivo da existência do Propafor.

Caso 6
Scolel Té
México

Nome do caso: Scolel Té

País: México

Localização: Chiapas, região sul do México

Tipo de serviço ambiental remunerado: Sequestro de carbono.

Beneficiários: Comunidades indígenas proprietárias de áreas florestais.

Histórico e objetivos: Chiapas, estado localizado no extremo sul do México, caracteriza-se pela riqueza dos recursos naturais, especialmente por suas florestas, disponibilidade de água, biodiversidade e terras férteis. A região tem uma superfície de 7,5 milhões de hectares e uma população de 3,6 milhões de habitantes (TIPPER, 2003). A população rural, principalmente formada por pequenos camponeses de origem indígena Maia, vive em regime de propriedade comunitária e cultiva milho e feijão para sua subsistência (em regime de roça de coivara). No entanto, o cultivo do café, a pecuária, o artesanato e também os trabalhos realizados em outras propriedades, em que a remuneração se dá por diárias, provém uma renda complementar.

Cerca de 75% a 80% das áreas de floresta do México são propriedades comunitárias das comunidades ou dos ejidos. Como resultado de décadas de reforma agrária no país, as comunidades receberam parte das terras e se juntaram naquelas formas de agrupações. Nas comunidades, toda a terra é de propriedade comum, tanto a utilizada para cultivo como as áreas de floresta. Nos ejidos, existem áreas privadas e áreas comuns. Em geral, pequenas parcelas de terra são utilizadas individualmente para o cultivo e as áreas menos produtivas mantém as florestas sob propriedade comum.

No Chiapas, a maior parte dos camponeses está agrupada na forma de ejidos. São pequenos proprietários que possuem, em média, 13 hectares de terra usados principalmente para a agricultura e sobre os quais tomam decisões individuais. O uso das áreas florestais, no entanto, é de decisão coletiva.

Nos últimos 20 anos, a população rural do Chiapas cresceu aproximadamente 4% ao ano, o que gerou forte pressão sobre os recursos naturais da região. Nas terras altas, a floresta sofreu com o corte de pinheiro para aproveitamento da madeira, o corte de carvalho para a produção de carvão e lenha, e o pastoreio intensivo de cabras. Nas terras baixas, grandes áreas de florestas tropicais foram abertas para dar lugar à plantação de pasto para gado. O resultado é um mosaico de vegetação secundária e de agricultura em diferentes etapas de regeneração e cultivo. A degradação da terra e a escassez de produtos da floresta observados atualmente têm sido causa de privações para muitas comunidades locais (TIPPER, 2003).

Como decorrência da mudança no uso do solo nos 2,5 milhões de hectares da área de abrangência do projeto Scolel Té, estima-se que foram emitidas 150 milhões de toneladas de CO2, entre 1974 e 1996 (HELLIER et al., 2002 citados por TIPPER, 2003).

O projeto Scolel Té teve início no ano de 1994, quando pesquisadores da Universidade de Edimburgo (Escócia) e do Colégio da Fronteira Sul (Chiapas) receberam financiamento da União Europeia e do Governo mexicano e se associaram a 8 comunidades da região, que integram a União de Crédito Pajal Ya Kac’ Tic, para desenvolver estudos acerca das opções técnicas de captura de carbono por meio de práticas agroflorestais e sobre a viabilidade para as comunidades indígenas.

Uma característica importante do projeto Scolel Té é que sua concepção não se baseou exclusivamente na racionalidade do mercado criado em torno do carbono com o Protocolo de Kyoto e o aquecimento global, mas sim, nas necessidades e aspirações das comunidades envolvidas. Isto é, enquanto a maioria dos projetos de venda de créditos de carbono busca maximizar a captura e minimizar o tempo para lograr a maior quantidade de dinheiro possível, o projeto Scolel Té identifica as práticas agrícolas das comunidades e suas aspirações e procura implementá-las, contando com recursos financeiros advindos da venda de créditos de carbono. Assim, a pergunta inicial do projeto foi sobre quais tipos de usos florestais e agroflorestais são de interesse das comunidades e povos indígenas. Posteriormente, tentou-se responder como se pode gerar, administrar e comercializar os benefícios da captura de carbono para a geração do capital necessário que garanta a manutenção dos esquemas produtivos desenhados e assegure a renda dos produtores. Dessa forma, não se maximiza a captação de carbono, mas criam-se as condições para se aumentar os resultados alcançados.

Foi identificado, por exemplo, que a pecuária é uma atividade muito importante para as comunidades envolvidas no projeto e, portanto, o esquema deveria incorporá-la ao invés de tentar inibi-la. O desafio passou a ser o de implementar práticas de manejo da pecuária que fossem mais sustentáveis.

Os estudos realizados pela Universidade de Edimburgo e pelo Colégio da Fronteira Sul contaram com a participação de dois representantes de cada comunidade Pajal e quantificaram o potencial de sequestro de carbono de várias práticas agrossilvipastoris e de manejo florestal identificadas pelas comunidades. Foram catalogadas cinco práticas agroflorestais como técnica, social e economicamente viáveis. Os estudos prévios também identificaram quatro princípios que deveriam sustentar o projeto: transparência, simplicidade, flexibilidade e capacidade de verificação.

Realizados os estudos iniciais, a equipe responsável colocou em prática um piloto para lançar o programa e gerar reflexões que pudessem contribuir para o melhoramento do projeto durante sua execução. Os primeiros participantes foram camponeses de seis comunidades tzeltales e de quatro comunidades tojolobales,nos municípios de Chilón e Comitán.

Em 1997, foi constituído um fundo fiduciário, o Fundo Bioclimático, para administrar o financiamento do projeto e negociar as vendas dos créditos de carbono. Inicialmente, o Fundo Bioclimático funcionava apenas como um intermediário na venda dos créditos de carbono das comunidades para os mercados internacionais, mas posteriormente assumiu tanto um papel de banco creditício, no qual cada comunitário possui uma conta bancária, quanto de câmara de compensação para os créditos de carbono gerados pelos sistemas agrícolas. De acordo com Rosa e Kandel (2002), as funções principais do Fundo Bioclimático são:

Analisar e registrar a capacidade de sequestro de carbono capturado pelas comunidades.

Receber e administrar o dinheiro proveniente das vendas dos créditos de carbono.

Assegurar a capacitação no ordenamento territorial e o manejo sustentável dos recursos naturais por parte dos comunitários.

Oferecer uma “quase certificação” e assegurar aos compradores a prestação do serviço e os contratos de compra e venda.

Administrar recursos financeiros.

O Fundo Bioclimático funciona sob a coordenação de um comitê administrativo composto pelos membros envolvidos desde o começo do projeto – Universidade de Edimburgo, Colégio da Fronteira Sul e representantes das comunidades –, já a administração e os trabalhos técnicos cotidianos são realizados pela Ambio, uma ONG local formada por agrônomos, engenheiros florestais, sociólogos e administradores, que trabalhavam anteriormente sob a coordenação do Fundo.

O Fundo Bioclimático desenvolveu um sistema administrativo, chamado Plan Vivo, que estabelece os procedimentos operacionais de administração, planejamento, monitoramento e operações comerciais. Atualmente, o Fundo Bioclimático e o Plan Vivo são instituições independentes. Enquanto o Fundo é parte integrante e fundamental do projeto Scolel Té, a Plan Vivo se constituiu como uma ONG, localizada em Edimburgo, na Escócia, que atua na certificação de carbono de experiências comunitárias e busca compradores no mercado voluntário internacional para créditos certificados. A Plan Vivo continua sendo parte fundamental do projeto Scolel Té, mas tem projetos também na Índia, Uganda e Moçambique5.

De forma individual ou em grupos, os camponeses elaboram planos básicos – os chamados Plan Vivo – descrevendo os sistemas de silvicultura ou de agrossilvicultura que querem desenvolver, identificando suas localizações, que práticas atuais e que vegetações serão modificadas e a quantidade de mão de obra e de material que serão necessários. O Fundo Bioclimático, por intermédio da Ambio, provê a capacitação e apoio durante o processo de planejamento para garantir que os produtores optem pelo sistema mais adequado às suas propriedades e que toda a informação relevante seja contemplada no Plan Vivo. Quando finalizados, os planos são apresentados ao fundo, normalmente por meio de um representante da comunidade já capacitado, para garantir que os detalhes básicos tenham sido incluídos. Com os planos em mãos, os técnicos do fundo avaliam a factibilidade das atividades propostas e estimam os benefícios do sequestro de carbono.

Uma vez que o plano tenha sido aprovado, uma carta de oferta é emitida para o solicitante, na qual se estabelecem o resultado da avaliação, a linha de base do carbono da propriedade, a quantidade de carbono que se espera capturar e os termos e condições para receber o pagamento pela prestação de serviços de sequestro de carbono. Tipper (2003) descreve as principais condições:

Os solicitantes devem colocar em prática as atividades conforme estabelecido no plano.

Deve haver um “esforço razoável” para se assegurar a “permanência” do sistema de silvicultura ou agrossilvicultura proposto (define-se “permanência” como um período de 100 anos).

No caso em que o esquema deixe de funcionar, 5% dos produtos madeireiros serão destinados ao Fundo.

As modificações no plano devem ser aprovadas pela equipe técnica do projeto.

Os solicitantes devem facilitar o processo de monitoramento do Fundo.

A equipe técnica deve ser notificada sobre os problemas que ocorram para a execução do plano.

Se os comunitários aceitarem as condições, eles serão considerados ativos no fundo. Empresas interessadas em mitigar suas emissões de carbono podem comprar créditos de carbono do Fundo Bioclimático (certificados Plan Vivo). Os compradores depositam a quantia referente ao pagamento e os produtores podem sacar o dinheiro, com base na quantidade de carbono sequestrado previsto no plano inicial.

Atualmente, fazem parte do projeto mais de 700 participantes de 40 comunidades, que representam 4 grupos étnicos e diferentes sistemas agrícolas. Aproximadamente 700 hectares de floresta já foram plantados.

A procura por integrar-se ao projeto é grande e existe atualmente mais oferta de créditos de carbono do que demanda. Para diminuir a pressão, o Fundo Bioclimático decidiu que cada participante poderia participar do programa com apenas um hectare, com média de 800 árvores, e produção entre 40 e 100 toneladas de crédito de carbono (ROSA; KANDEL, 2002).

A opinião corrente entre os participantes do programa é de que a renda gerada pelos créditos de carbono é muito baixa, mas suficiente para arcar com os gastos iniciais de conversão de sistemas, além de atuarem como um incentivo para os produtores, cujo atrativo financeiro maior é a venda futura da madeira que se planta. Espera-se que, em um prazo de 20 anos, as áreas do projeto possam gerar renda de forma sustentável.

As comunidades não obtêm somente os benefícios futuros esperados, mas também ganham capacitação técnica em várias questões, desde planejamento e plantio, até georreferenciamento e funcionamento do mercado de carbono. Os plantadores de café orgânico que objetivam receber certificação também visualizam no projeto uma forma de pontuar na avaliação das certificadoras (ROSA; KANDEL, 2002).

Como ocorre o pagamento: No seu ato de criação, o sistema administrativo Plan Vivo estava vinculado ao Fundo Bioclimático, mas, atualmente, ambos atuam de forma independente. Enquanto o Plan Vivo faz a certificação dos créditos de carbono e sua venda no mercado internacional, o Fundo Bioclimático é responsável pelas ações locais, incluindo a assistência técnica (via Ambio) e pagamento dos produtores.

A Plan Vivo é responsável por controlar e garantir que as regras previamente estipuladas sejam cumpridas. Já o Fundo Bioclimático é uma entidade não registrada, sob vigilância de um comitê administrativo, que inclui representantes das organizações de camponeses, do Centro de Edimburgo para a Gestão de Carbono (ECCM) e da Ambio.

Quando o plano elaborado por um produtor é apresentado e aprovado pelo Fundo Bioclimático, o último apresenta ao primeiro as condições para recebimento do pagamento. Se houver concordância, há ativação de um Plan Vivo e o produtor passa a ser classificado como solicitante “ativo”.

A ativação de um Plan Vivo cria uma “conta carbono” (individual ou grupal) e uma conta correspondente em dinheiro, vinculada ao Fundo. Os indivíduos ou grupos que possuem uma “conta carbono” recebem um livreto de anotações (ver Figura 2), similar às utilizadas pelos bancos locais, que descrevem os contratos futuros, os débitos de carbono e os créditos em dinheiro. Nos contratos futuros, o Fundo se compromete a comprar uma determinada quantidade de carbono, nos prazos e preços pré-definidos. Se o produtor atingir as metas previstas no Plan Vivo e cumprir com os prazos, há a obrigação de compra e venda entre as partes. Quando uma transação ocorre, a quantidade de carbono é debitada da conta do produtor e o valor correspondente é depositado em dinheiro, e ambas as operações são registradas no livreto (TIPPER, 2003).

Figura 2. Modelo de livreto utilizado.

Fonte: Tipper (2003).

Quando a Plan Vivo capta recursos financeiros para mitigação das emissões de CO2 das empresas, o dinheiro entra para o fundo imediatamente. No entanto, no momento inicial do projeto, apenas 20% é transferido aos produtores; nos anos 2 e 3, pagam-se outros 20%, após a realização do monitoramento; os 40% restantes são pagos em duas parcelas de 20%, uma no ano 5 do projeto e outra no ano 10 (ROSA; KANDEL, 2002). Passados 10 anos de início das atividades, os recursos madeireiros gerados são suficientes, em geral, para arcar com os custos de manutenção.

Os pagamentos se concentram nos primeiros anos para financiar os gastos iniciais decorrentes da adoção de novas práticas agrossilviflorestais. Estima-se que 50% dos investimentos necessários para manter tais formas de manejo se deem nos primeiros 18 meses.

O monitoramento é feito por técnicos das próprias comunidades - capacitados por técnicos da Ambio - nos anos 1, 2, 3 e 5 dos projetos, e depois a cada 5 anos. Os técnicos comunitários passam por uma capacitação exígua de 1 ou 2 dias, na qual recebem informações sobre os indicadores (sociais, econômicos e técnicos) que devem ser acompanhados no campo.

O monitoramento comunitário é realizado em 100% das propriedades com Plan Vivo ativo, enquanto a equipe técnica do projeto realiza monitoramentos técnicos amostrais em torno de 10% a 20% das propriedades.

Do total arrecadado com a venda dos créditos Plan Vivo, 60% (cerca de U$ 7,00 dos U$ 12,00 atuais por t/C) se destina diretamente aos produtores, conforme o cronograma de desembolso previsto. Os 40% restantes destinam-se a tarefas administrativas ou custos de transação, tais como avaliação dos “Planos Vivos”, assistência técnica, monitoramento, transações de carbono, manutenção do Fundo Bioclimático, pagamento dos técnicos da Ambio e outros custos administrativos.

O projeto Scolel Té, por meio da Plan Vivo, já recebeu recursos da Federação Internacional de Automobilismo (FIA) para neutralização de carbono das corridas de F1 e do campeonato mundial de rally, e da Future Forests, empresa que comercializa carbono em nome do Banco Mundial (ORREGO, 2005).

Pontos relevantes: O projeto Scolel Té desenvolveu instituições ágeis para lidar com a comunidade envolvida, fato que permitiu que pequenos projetos acessassem mercados de carbono de forma relativamente simples e com custos de transação não muito elevados.

Dois fatores importantes para o sucesso do projeto foram a existência de um mercado voluntário de carbono global e a perspectiva de renda futura em função das atividades agroflorestais implementadas com os Plan Vivos.

O grande êxito no desenho do esquema foi não utilizar os pagamentos como um simples ingresso fixo para o provedor do serviço ambiental, mas utilizar a geração de renda em função dos serviços ambientais para transformar os modos de produção em outros modelos mais sustentáveis.

Contudo, o projeto apresenta limitações. A primeira e mais evidente é na continuidade do mercado de carbono. Sem entrar na discussão se é um mercado que se prolongará por muitos anos mais ou não, a venda ocorre no mercado voluntário e, portanto, para a continuidade do projeto, será necessária a existência de um comprador que confie na Plan Vivo e opte em adquirir créditos de forma voluntária.

Desta forma, o projeto Scolel Té assemelha-se a uma doação bilateral a fundo perdido para incentivar mudanças em práticas de manejo. A diferença é que existe o mercado voluntário, ainda que incerto, e uma sensibilidade na sociedade com relação aos temas ambientais, conjuntura que permitirá às empresas compradoras de créditos de carbono se beneficiarem com estratégias de marketing.

De qualquer forma, existe um monitoramento nas áreas do projeto e os recursos financeiros que chegam aos produtores são, de fato, correspondentes a um pagamento pelo serviço prestado pelas árvores em crescimento. No entanto, não existem garantias de que o carbono captado se perenizará em formações florestais. Uma vez que o pagamento é efetuado em 10 anos, se a produção dos sistemas agroflorestais não for economicamente viável, dificilmente os mesmos sistemas serão mantidos.

Vale mencionar ainda que a inserção de um elemento externo à comunidade é potencial causador de conflitos. O mercado de carbono é um mercado desconhecido pelas comunidades, que apresentam modos de vida distintos e racionalidades próprias. Trabalhar com mecanismos de mercado nem sempre é tarefa trivial, logo, corre-se o risco de desestruturação das especificidades socioculturais, ou das últimas minarem as possibilidades de sucesso econômico do projeto.

Caso 7
Proambiente
Brasil

Nome do caso: Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural - Proambiente

País: Brasil

Localização: Amazônia Legal, 11 pólos, com aproximadamente 300 famílias cada (Figura 3)

Figura 3. Amazônia Legal.

Tipos de serviços ambientais remunerados: Desmatamento evitado, sequestro de carbono, conservação do solo e da água, preservação da biodiversidade e redução da inflamabilidade da paisagem.

Beneficiários: Produtores e produtoras familiares (incluindo agricultores agricultoras familiares, extrativistas, pescadores artesanais, populações tradicionais, comunidades quilombolas e povos indígenas) que residam na Amazônia Legal e que atendam, cumulativamente, aos seguintes requisitos:

Utilizem, predominantemente (isto é, mais de 50%), mão de obra familiar na produção rural, sendo permitida a contratação de temporários, quando a natureza sazonal da atividade assim o exigir.

Obtenham renda bruta anual de até R$ 100.000,00 em atividades agropecuárias, agropastoris, agroflorestais, extrativas florestais e de pesca artesanal, e que 80% da renda bruta anual familiar seja advinda de atividades rurais.

Possuam residência fixa na propriedade ou circunvizinhança ao menos há 1 ano.

Possuam áreas de até 4 módulos fiscais (ou 6 módulos rurais, no caso de atividade pecuária) quantificados segundo a legislação em vigor, ou explorem parcela de terra na condição de proprietário, posseiro, arrendatário, parceiro ou assentado do Programa Nacional da Reforma Agrária (item 4 não considerado para extrativistas, pescadores artesanais, populações tradicionais, comunidades quilombolas, povos indígenas e outros tipos de população com unidade coletiva de produção) e Programa Nacional de Crédito Fundiário.

Para os pescadores artesanais, serão considerados também as modalidades de pesca praticadas e os apetrechos utilizados.

Os povos indígenas em aldeias e/ou em comunidades indígenas reconhecidas pela Fundaçao Nacional do Índio (Funai) não estão condicionados às regras cumulativas.

Histórico e objetivos: Uma análise histórica da ocupação da Amazônia brasileira como parte da estratégia geopolítica dos governos militares nos anos 1970, mostra a importância da agricultura familiar para a economia da região. A despeito de que os grandes financiamentos e o crédito sempre se destinaram aos grandes proprietários de terra, a produção familiar na Amazônia é responsável por 58,3% do Valor Bruto da Produção (VBP) da Região Norte, a maior participação familiar regional em VBP do Brasil, com 37,5% da área e 38,6% dos financiamentos disponibilizados6.

A discussão sobre o papel da produção familiar no desenvolvimento rural vem ganhando força nos últimos anos, impulsionada pelos debates sobre desenvolvimento sustentável, geração de emprego e renda e segurança alimentar. Nesse contexto, a Amazônia, com suas características ecossistêmicas e predomínio da produção familiar, aparece como tema central do debate.

Um passo importante para a reorientação das prioridades dos investimentos públicos foi dado pela Constituição Federal do Brasil de 1988 (BRASIL, 1988), que criou os Fundos Constitucionais, estabelecendo a obrigação da União destinar 3% da arrecadação do IR (Imposto de Renda) e IPI (Imposto sobre Produto Industrializado) para serem aplicados em programas de financiamento aos setores produtivos privados das Regiões Norte (0,6%), Centro-Oeste (0,6%) e Nordeste (1,8%). Para a Região Norte, foi criado o Fundo Constitucional de Financiamento do Norte (FNO), sob administração do Banco da Amazônia (Basa).

O acesso dos produtores familiares rurais ao crédito rural do FNO foi um fato de grande repercussão social e política na Amazônia, pois promoveu uma democratização nas tradicionais ações públicas. Pode-se afirmar que este fato constituiu-se num dos principais elementos propulsores de mudanças no cenário rural e de pressão para alterações no modelo de desenvolvimento regional, tendo a frente os movimentos sociais de produtores rurais familiares. Contudo, a instituição do FNO não se traduziu numa proposta de revisão estrutural do modelo de desenvolvimento, configurando-se como um exemplo paradigmático dos limites da concepção modernizadora para o desenvolvimento rural sustentável (TURA; MATTOS, 2002).

Identificadas as limitações do FNO, os mais representativos movimentos sociais rurais da Amazônia, entre eles as Federações dos Trabalhadores na Agricultura da Amazônia (FETAGs), ligadas à Confederação Nacional dos Trabalhadores na Agricultura (Contag), o Movimento Nacional dos Pescadores (Monape), a Coordenação das Organizações Indígenas da Amazônia Brasileira (Coiab), o Conselho Nacional dos Seringueiros (CNS) e o Grupo de Trabalho Amazônico (GTA), em parceria técnica e política com o Instituto de Pesquisa Ambiental da Amazônia (Ipam) e com a Federação dos Órgãos para Assistência Social e Educacional (Fase), partiram para a elaboração de uma proposta de política pública que propiciasse a implementação de um novo modelo de uso sustentável da terra.

A construção participativa do Proambiente é fruto da discussão dos movimentos sociais rurais da Amazônia sobre controle social da política pública e instrumentos econômicos para a produção familiar rural sustentável, sendo os resultados da aplicação do FNO um referencial importante para as suas pautas de reivindicações.

No Grito da Amazônia 2000, a concepção geral do Proambiente apareceu pela primeira vez como uma proposta de crédito rural que passasse a considerar a remuneração de serviços ambientais prestados à sociedade. No entanto, foi a partir do ano seguinte que o exercício participativo se consolidou, de forma a envolver nas discussões os principais atores sociais da região e avançar além de uma proposta de crédito rural, que passou a ser um elemento optativo do programa.

Com apoio técnico do Ipam e da Fase, foi elaborado e executado, entre 2001-2003, o “Projeto de Consolidação do Proambiente”, que gerou dois grandes produtos: a proposta de política pública do Proambiente; e a formação de 11 Pólos Pioneiros (cada Pólo é formado por várias organizações de produtores, com aproximadamente 300 famílias e base territorial de 1 a 6 municípios).

A concepção técnica do Proambiente provém da tomada de consciência, por parte de segmentos de produtores familiares rurais da Amazônia, dos desequilíbrios ambientais que se traduzem em desequilíbrios sociais e econômicos. Assim, a discussão sobre a necessidade de reorientação do modo convencional de produção rural apelou para a definição articulada de alternativas para propiciar mudanças qualitativas de uso da terra, baseadas em formas mais adequadas de uso e manejo de recursos naturais que obedecem a uma alternativa de aproveitamento social e econômico da terra com baixos riscos de degradação ambiental.

Contudo, os sistemas de uso múltiplo da floresta, que apresentam as melhores características de conservação dos recursos naturais, geralmente enfrentam dificuldades de competição no mercado consumidor, pois exigem maiores custos e tempo para retorno econômico. Já os serviços ambientais gerados por sistemas de produção mais equilibrados não são, quase em nenhuma circunstância, reconhecidos pela gestão pública brasileira, não sendo possível internalizar os custos ecológicos no preço final do produto. Pautada nesses princípios é que foi construída, entre 2000 e 2003, a proposta de política pública do Proambiente (MATTOS; PEREIRA, 2006).

Com a eleição de um Governo federal historicamente identificado aos movimentos sociais rurais proponentes do Proambiente, o programa foi incluído no Plano PluriAnual 2004/07, e renovado como ação do Programa Agrobiodiversidade no Plano Plurianual 2008/11, sob gestão do Ministério do Meio Ambiente, com ações divididas entre o Ministério do Desenvolvimento Agrário (crédito rural e ATER) e Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária (pesquisa e implementação de tecnologia). A proposta do PRO Proambiente, basicamente, agrega:

Controle Social de Política Pública: Bandeira histórica dos movimentos sociais rurais, o controle social da política pública do Proambiente é proposto por meio do estabelecimento do Conselho Gestor Nacional (Congen), instância deliberativa do programa, e os Conselhos Gestores dos Pólos (Congeps), instância responsável pela coordenação dos trabalhos locais dos Pólos. O Congen e Congeps têm formação interinstitucional, com representantes dos produtores familiares, órgãos públicos e organizações não governamentais. Cada Congep deve coordenar a escolha da Entidade Executora do Pólo, pessoa jurídica responsável pela assessoria técnica e extensão rural no seu respectivo Pólo.

Desenvolvimento Territorial: A adesão ao Proambiente é voluntária e coletiva, pois na possibilidade de adesão individual, dissociada do contexto local, seria difícil prestar serviços ambientais em escala de paisagem rural e estabelecer uma metodologia de avaliação dos resultados do programa. Para aderir ao Proambiente, um grupo de associações e/ou cooperativas de produtores deve se reunir e organizar seu Congep. Um Pólo pode ter de 250 a 500 famílias e abranger um ou mais municípios. A partir do Congep instituído, parte-se para um exercício participativo de elaboração do Plano de Desenvolvimento Sustentável do Pólo (PD), que deve conter um diagnóstico do contexto socioambiental e econômico local e identificar as demandas de fora das unidades de produção, tais como infraestrutura, escoamento, beneficiamento e comercialização da produção.

Planejamento da Unidade de Produção: Elaboração dos Planos de Utilização das Unidades de Produção (PUs), com um diagnóstico da unidade de produção – com dados do estabelecimento rural e da família, croqui, objetivos do manejo, pontos chaves para conversão qualitativa de sistemas produtivos, cronograma de atividades e custos, plano operacional anual de acompanhamento e avaliação, e agenda de visitas técnicas.

Portanto, referente ao Desenvolvimento Territorial e ao Planejamento da Unidade de Produção, a metodologia de implantação dos Pólos do Proambiente pressupõe a inversão da lógica cartesiana, ao planejar primeiramente o todo (Pólo) para, posteriormente, planejar as partes (unidades de produção). Finalizada a elaboração de PD e PUs, que cumprem papel fundamental no processo de mobilização e sensibilização dos produtores, os atores sociais do Pólo devem partir para uma articulação local para implementação do PD, sob responsabilidade do poder público municipal da base territorial do Pólo, e para a implementação dos PUs, sob responsabilidade da Entidade Executora do Pólo. O Plano de Utilização da Unidade de Produção, construído com participação ativa da família, é o referencial para promover a intensificação qualitativa do uso econômico da terra e de seus recursos naturais. A família pode optar em financiar as mudanças no sistema de produção com recursos próprios ou aderir a uma linha de crédito rural existente. A família pode também optar pela adesão parcial ao crédito, isto é, tomar empréstimo para financiar parte do investimento demandado para intensificar seu sistema de produção e usar recursos próprios para assumir a outra parte do investimento. Junto ao PU, a implementação do PD é parte intrínseca do processo, de modo a viabilizar o fechamento da cadeia produtiva da família.

Acordos Comunitários de Serviços Ambientais (AC): O estabelecimento de redes sociais de confiança se ratifica pelos Acordos Comunitários de Serviços Ambientais, que são compromissos locais formalmente renovados a cada ano e com o objetivo de balizar a verificação participativa de indicadores de sustentabilidade ambiental. Em cada Acordo Comunitário constam: a) a metodologia de verificação participativa de prestação de serviços ambientais; b) a avaliação de desempenho de cada comunitário (com identificação de cumpridores e não cumpridores a cada ano); c) os processos comunitários estabelecidos para resolução de conflitos.

Assessoria Técnica e Extensão Rural (Ater): O Congep tem autonomia para eleger a Entidade Executora do Pólo, instância responsável pela coordenação da Ater aos beneficiários do Pólo. Cada Pólo conta com uma equipe técnica formada por 15 agentes comunitários (que são produtores beneficiários do programa eleitos pelos demais beneficiários do Pólo), 4 Técnicos de Nível Médio (TNMs) e 1 Técnico de Nível Superior (TNS). A equipe técnica passa por um processo de capacitação continuada promovido pela Gerência do Proambiente, e é responsável pela redação do PD, PUs, projetos de crédito rural (se houver), Acordos Comunitários de Certificação de Serviços Ambientais e acompanhamento de outros serviços previstos. Os projetos de Ater são conveniados com o Ministério do Desenvolvimento Agrário (MDA).

Como ocorre o pagamento: O Proambiente, conforme proposto pela sociedade civil organizada, prevê a avaliação de 6 tipos de serviços ambientais: redução do desmatamento, absorção do carbono atmosférico (ou sequestro de carbono), conservação do solo, conservação da água, preservação da biodiversidade e redução da inflamabilidade da paisagem.

De acordo com Mattos (2003) e Mattos e Pereira (2006), os beneficiários do programa devem cumprir uma série de exigências socioambientais para obter remuneração dos serviços ambientais, logo, para avaliar o cumprimento das exigências, faz-se necessária a existência de indicadores. Para melhor entendimento da metodologia de verificação dos serviços ambientais, é pertinente dividir os 6 serviços ambientais em 2 grupos: o grupo de serviços que possuem indicadores diretos (redução do desmatamento e absorção do carbono atmosférico, que têm a biomassa como indicador) e que se propõe verificação via monitoramento ambiental; e o grupo de serviços que não possuem indicadores diretos (água, solos, biodiversidade e redução da inflamabilidade da paisagem) e que se propõe verificação indiretamente, através do cumprimento de um conjunto de Princípios e Critérios que compõem os Padrões de Certificação de Serviços Ambientais do Proambiente.

Para o primeiro grupo, a metodologia proposta envolve o georreferenciamento do Pólo, a interpretação de imagens de satélite de vários anos consecutivos para a montagem de mapas evolutivos de uso da terra, a construção da linha de base de carbono do Pólo anterior ao Proambiente e a adicionalidade de carbono a partir do estabelecimento de sistemas produtivos sustentáveis definidos pelo Proambiente. Tabulados os dados, devem ser computados os créditos de carbono gerados em cada Pólo para que possam ser futuramente negociados dentro de mecanismos existentes, desde que contemplados os custos de transação (governamentais e do próprio lote) envolvidos. Propõe-se que os recursos obtidos com os créditos de carbono devam abastecer o Fundo Socioambiental do Proambiente, fonte financeira proposta para operar a remuneração dos serviços ambientais prestados à sociedade.

Já para o segundo grupo de serviços ambientais (água, solos, biodiversidade e fogo), um processo participativo amplo foi estabelecido para a montagem dos Padrões de Certificação de Serviços Ambientais do Proambiente, que contam com 6 Princípios apresentados por Mattos (2003):

Obediência às Leis e aos Princípios de Certificação de Serviços Ambientais do Proambiente.

Relações Sociais.

Direitos, Deveres e Responsabilidades de Posse e Uso da Terra e dos Recursos Naturais.

Benefícios Econômicos da Unidade de Produção.

Serviços Ambientais.

Plano de Utilização da Unidade de Produção.

A certificação do Proambiente possui interfaces com a formação da equipe de assessoria técnica e extensão rural do programa, pois cada Pólo irá formar 15 subgrupos liderados pelo seu agente comunitário. A metodologia de verificação de serviços ambientais de água, solos, biodiversidade e fogo do Proambiente prevê um sistema misto de certificação, ou seja, pressupõe uma primeira etapa de certificação participativa, que culmina com a elaboração de Acordos Comunitários de Serviços Ambientais, e uma segunda etapa de Certificação Convencional, que é finalizada com as Auditorias de Certificação. Primeiramente, cada subgrupo do Pólo se reúne e estabelece seu Acordo Comunitário de Serviços Ambientais, que aponta os compromissos coletivos para o cumprimento dos Planos de Utilização das Unidades de Produção e dos Padrões de Certificação de Serviços Ambientais do Proambiente. Após 1 ano de execução, o subgrupo deve rever seu Acordo Comunitário e apontar seus cumpridores e não cumpridores. A Entidade Executora do Pólo (pessoa jurídica prestadora de serviços de Ater) deve compilar os Acordos Comunitários de todos os subgrupos do Pólo sob sua responsabilidade técnica e enviar à Gerência do Proambiente. Em seguida, entidades cadastradas pelo programa devem realizar Auditorias de Certificação para verificar a autenticidade dos Acordos Comunitários. Como não é possível realizar auditorias em 100% do Pólo, a cada ano, propõe-se que por volta de 10% dos subgrupos sejam auditados, de modo a fechar auditoria 100% ao longo de 10 anos. Para os sub-grupos não auditados, vale o que diz o Acordo Comunitário. Já para os subgrupos auditados, temos duas situações possíveis: a) quando o Acordo Comunitário congruir com a Auditoria de Certificação, da mesma forma, vale o Acordo Comunitário; b) quando a Auditoria de Certificação não concordar com o Acordo Comunitário, vale a Auditoria de Certificação, com a particularidade de que nesse caso, mesmo ao cumprir as regras de certificação, o produtor tem um desconto de 25% na sua parcela pelo fato de estabelecer um Acordo Comunitário falho ou não verídico.

A remuneração de serviços ambientais do Proambiente é na ordem de meio salário mínimo por mês (o que equivale a R$ 272,50) por estabelecimento rural, com validade de 1 ano, quando novo processo de verificação é desenvolvido. O valor baseia-se no custo médio de eliminação do uso do fogo no sistema produtivo, corroborando com os pressupostos da Economia Ecológica, que propõe o estipular de metas temporárias, sendo a eliminação do uso do fogo a primeira meta sugerida.

Pontos relevantes: O Proambiente tem uma particularidade muito forte de, primeiramente, ter se constituído como um projeto da sociedade civil (2000-2003) para depois se tornar um programa de governo (a partir do PPA 2004/07), mas em uma estrutura de Estado não preparada para ser executado de forma sistêmica, como pressupõe a proposta original dos movimentos sociais rurais amazônicos. Portanto, o histórico e a forma operacional ilustrados acima distam significativamente do executado até o presente momento.

As instâncias de controle social de política pública (Congen e Congep) só foram formalizadas, por meio de Portaria do Ministério do Meio Ambiente, em janeiro de 2006. No entanto, com caráter meramente consultivo, não contemplando a proposta de deliberação paritária governo-sociedade.

Os Planos de Desenvolvimento Sustentável dos Pólos (PDs) não foram implementados pelas prefeituras municipais devido à falta de articulação e prioridade do Governo Federal nesse sentido. Os Planos de Utilização de Unidades de Produção (PUs), ainda que reconhecidos pelos próprios beneficiários como principal vantagem trazida pelo Proambiente, conferindo-lhes protagonismo no processo de decisão de uso da terra e recursos naturais, ainda não foram formalizados como instrumento base para o desenho de projetos técnicos de crédito, além de não serem reconhecidos como resultado pelo Ministério do Planejamento, Orçamento e Gestão (MPO), fato que fez o programa ser considerado “sem resultados” no PPA 2004/07, sendo rebaixado à condição de ação do Programa Agrobiodiversidade no PPA 2008/11.

De igual forma, os Acordos Comunitários de Serviços Ambientais, que cumprem relevante papel de mobilização social para a mudança qualitativa de uso da terra e dos recursos naturais, não são reconhecidos como resultado do programa. Esse quadro demonstra que os métodos de avaliação do MPO guardam apenas valores físico-financeiros e negligenciam aspectos políticos, sociológicos e agronômicos.

No primeiro semestre de 2006, os beneficiários receberam uma remuneração de R$ 100,00 ao mês, durante um período de 6 meses (janeiro a junho de 2006), por meio dos prestadores de Ater – isto é, por um terceiro ator, pessoa jurídica, ao invés de uma remuneração de forma institucionalizada, via crédito em conta corrente num banco público, a exemplo de outros programas federais de transferência de renda -, sem serem observados os critérios de cumprimento ou não cumprimento, previstos nos Acordos Comunitários de Serviços Ambientais. O que se objetivou com essa forma de remuneração foi o mero cumprimento de um compromisso político da gestão 2003/2007, do MMA, do que propriamente um trabalho de longo prazo para fortalecimento das relações sociais, mudanças qualitativas de uso da terra e dos recursos naturais e prestação de serviços ambientais em escala de paisagem rural. Assim, formalmente, por falta de uma base legal, os serviços ambientais foram pagos durante 6 meses via projetos constituídos com o objeto de “implementação dos PUs”, não sendo dada continuidade ao pagamento.

Por fim, ainda que o convênio MMA-MDA tenha garantido uma fonte de recursos para a Ater, há grandes descontinuidades temporais para a renovação de projetos, e como consequência, há o desmantelamento de equipes técnicas no fechamento do ano fiscal (com interregno de convênios entre dezembro do ano anterior e março do ano posterior, período que coincide com a plena vigência da safra agrícola). Em tempo, a falta de encaminhamentos para a aprovação de um Projeto de Lei de serviços ambientais, a normatização da certificação de serviços ambientais e constituição do Fundo Socioambiental são outras pendências que adiam a consolidação do Proambiente dentro dos pressupostos apresentados pelos movimentos sociais. Concluindo, parece que o Proambiente carece de uma agenda prioritária dentro da esfera governamental federal e do próprio MMA.

Caso 8
Fonafifo
Costa Rica

Nome do caso: Fundo Nacional de Financiamento Florestal – Fonafifo

País: Costa Rica

Localização: Abrangência nacional

Tipo de serviço ambiental remunerado: Hidrológico, biodiversidade, sequestro de carbono e paisagístico.

Beneficiários: Usuários de água, sociedade costa-riquenha e sociedade global.

Histórico e objetivos: A Costa Rica é um país precursor na aplicação de instrumentos econômicos para a conservação ambiental e, portanto, tem sido sempre foco de atenção da comunidade internacional, atenta à evolução e aos resultados dos programas em andamento. A aplicação de instrumentos econômicos surgiu como resposta a um processo de desmatamento acentuado ocorrido no país, entre os anos 1960 e 1970, e tem evoluído desde então.

Nas décadas de 1960 e 1970, a Costa Rica apresentava uma das maiores taxas de desmatamento do mundo, impulsionada pelo preparo do solo para a agricultura e a pecuária. Cerca de 50 mil a 60 mil hectares de floresta eram derrubados por ano (ROSA, 1999), o que levou a perda, entre 1970 e 1990, de aproximadamente 35% a 40% da cobertura florestal do país (PAGIOLA, 2003).

Nos anos 1970, o desmatamento acelerado levou à criação de incentivos para a plantação de árvores, visando principalmente à recuperação dos estoques de recursos madeireiros. Basicamente, resumiam-se a isenções fiscais regulamentadas pela primeira Lei Florestal de 1979 (Lei no 4.465), conhecida como a “primeira geração de incentivos” (ROSA, 1999).

Em 1986, foi aprovada a segunda Lei Florestal (Lei no 7.032), conhecida como a “segunda geração de incentivos”, que ampliava os benefícios determinados pela primeira lei e, entre outras novidades, criava os “Certificados de Abono Florestal” (CAF). Os CAFs são subsídios concedidos aos proprietários interessados em desenvolver atividades florestais na forma de títulos transacionáveis.

Em 1990, foi criado o Conselho Florestal da Costa Rica, e em 1995, a Oficina Costarriquenha de Implementação Conjunta (Ocic) e o Sistema Nacional de Áreas de Conservação (Sinac). Ainda em 1995, os Certificados de Abono Florestal (CAF) foram ampliados, além de serem criados os Certificados para a Proteção dos Bosques (CPB).

Assim, quando em 1996 foi aprovada a terceira Lei Florestal (Lei no 7.575), uma base institucional governamental para gerir o que a nova lei determinava já havia sido construída. A Lei no 7.575 trouxe uma série de inovações, entre as quais o estabelecimento de um programa de pagamento por serviços ambientais e a criação a) de um imposto sobre o consumo de combustíveis fósseis para financiar parte dos pagamentos, b) do Sistema Nacional de Certificação Florestal para o Manejo dos Bosques e c) do Fundo Nacional de Financiamento Florestal (Fonafifo) (FONAFIO, 2009; PAGIOLA, 2006; ROSA, 1999). O Fonafifo, um órgão governamental com status legal independente, foi a estratégia criada mais relevante, cujo objetivo principal é o de captar e gerenciar os recursos do programa.

Segundo Pagiola (2003), a Lei Florestal (no 7.575) se fundamentou em duas mudanças importantes com relação aos aspectos legais e atividades anteriores: os incentivos deixam de ser para as indústrias madeireiras e centram-se na prestação de serviços ambientais; a fonte de financiamento passa a ser fixa, desvinculada do orçamento geral do país e diretamente atrelada ao imposto sobre consumo de combustíveis fósseis e aos pagamentos dos beneficiários dos serviços ambientais.

A Lei Florestal reconhece que os ecossistemas prestam serviços ambientais e expressa que as florestas prestam serviços hidrológicos, de sequestro de carbono, conservação da biodiversidade e beleza paisagística para a recreação e o ecoturismo.

No início, o programa de pagamento por serviços ambientais se parecia muito aos incentivos anteriores para o reflorestamento. Até o ano 2000, os tipos de atividades financiadas eram quase iguais às financiadas pelos instrumentos anteriores: reflorestamento, manejo florestal sustentável e manejo de florestas naturais. No ano 2000, os instrumentos foram reduzidos para reflorestamento e proteção de florestas (PAGIOLA, 2003), e em 2004, introduziu-se também agroflorestas (PAGIOLA, 2006).

Os proprietários de terra interessados em participar do programa de pagamento por serviços ambientais devem comprovar a titularidade da terra, demonstrar que não efetuaram desmatamentos nos 2 anos anteriores à solicitação e apresentar um plano de manejo da propriedade certificado por um técnico florestal autorizado. O plano de manejo deve conter informações acerca do tipo de uso que se pretende fazer e de várias características da propriedade, tais como tipo de solo, clima, drenagem, tipo de uso atual da terra e medidas de prevenção a incêndios.

Apesar do Fonafifo ser responsável pela captação dos recursos financeiros e administração do programa, os contratos com os proprietários são realizados regionalmente, de acordo com os critérios estabelecidos pelo Ministério de Ambiente e Energia (Minae), pelo Sistema Nacional de Áreas de Conservação (Sinac) ou por organizações não governamentais que se encarregam de preencher os formulários, assinar os contratos e supervisionar a implementação (MAYRAND; PAQUIN, 2004; PAGIOLA, 2003).

Uma vez que os planos são aceitos no programa, os proprietários devem realizar as práticas de manejo previstas, pelas quais receberão pagamentos pelo período de 5, 10 ou 15 anos, dependendo do contrato.

Os contratos de conservação de florestas (primárias e secundárias) preveem pagamentos de 5 anos, sem que se permita alteração no uso do solo. Os contratos de reflorestamento pressupõem o plantio de árvores em terras agrícolas ativas ou abandonadas, e o acompanhamento florestal pelo período de 15 anos, ainda que os pagamentos sejam realizados nos primeiros 5 anos (SÁNCHEZ-AZOFEIFA et al., 2007).

Os contratos estabelecidos ficam vinculados à terra, isto é, se a propriedade for vendida os compromissos assumidos devem ser honrados pelo novo proprietário. Mas, os créditos de carbono gerados como resultado da mudança do uso do solo (reflorestamento) ou pela manutenção da floresta (desmatamento evitado) são de propriedade do Fonafifo.

Segundo Pagiola (2003), o sistema de pagamento por serviços ambientais da Costa Rica depende de três funções institucionais básicas: em primeiro lugar, um mecanismo para cobrar e administrar os pagamentos dos beneficiários dos serviços (demandante), função desempenhada pelo Fonafifo com o apoio de outras instituições, por exemplo, a Oficina Costarriquenha de Implementação Conjunta (Ocic); a segunda função é a de contratar os prestadores do serviço (ofertantes), pagá-los e monitorá-los - o Sistema Nacional de Áreas de Conservação (Sinac) e os engenheiros florestais certificados cumprem tal função; em terceiro lugar, é necessária uma estrutura para a tomada de decisões, realizada pelo Conselho de Administração do Fonafifo, formado por três representantes do poder público (Ministério de Meio Ambiente e Energia, Ministério da Agricultura e Banco Nacional) e dois representantes do setor privado (nomeados pelo Conselho de Administração do Escritório Nacional de Florestas).

Por ser um órgão semi-autônomo, o Fonafifo tem liberdade para tomar decisões e gerir os fundos, no entanto, seu orçamento passa pela aprovação do Ministério das Finanças, e os valores pagos e as prioridades são determinadas anualmente por decreto presidencial (PAGIOLA, 2006).

Como ocorre o pagamento: Cada ano se emite um decreto presidencial que determina as prioridades de investimento do Fonafifo, os valores disponíveis e o valor a ser pago por hectare de cada modalidade prevista.

Assim, o Decreto Presidencial e do Ministério de Ambiente e Energia nº 33.852, de 17 de julho de 2007, define em seu artigo 1º as quantidades a serem financiadas conforme a Tabela 3, a seguir. (FONAFIO, 2009).

Tabela 3. Quantidades a serem financiadas pelo Fonafifo.

Modalidade de PSA

Hectares/árvores

Reflorestamento

6.000 hectares

Regeneração natural

400 hectares

Proteção das florestas

62.855 hectares

Sistema agroflorestal

600.000 árvores

No artigo 2º, definem-se os valores a serem pagos conforme segue:

1) US$ 320,00 por hectare para o pagamento por serviços ambientais de proteção da floresta, desembolsados em um período de 5 anos, prorrogáveis por mais 5 anos.

2) US$ 816,00 por hectare para o pagamento por serviços ambientais de reflorestamento, desembolsados em um período de 10 anos.

3) US$ 205,00 por hectare para o pagamento por serviços ambientais de reflorestamento, mediante regeneração natural com potencial produtivo, em áreas com ao menos 1 ano de abandono e sem pecuária, desembolsados em um período de 5 anos.

4) US$ 205,00 por hectare para o pagamento de serviços ambientais para a recuperação de áreas, mediante regeneração natural em pastos, que poderão ser realizados somente em áreas que tenham sido desmatadas antes de 31 de dezembro de 1989, desembolsados em um período de 5 anos, prorrogáveis por mais 5 anos.

5) US$ 1,30 por árvore para o pagamento de serviços ambientais de reflorestamento integrado em sistemas agroflorestais, desembolsado em um prazo de 3 anos.

Uma das novidades do programa de pagamento por serviços ambientais, criado pela lei de 1996, foi transferir a fonte de recursos do orçamento governamental para os beneficiários dos serviços ambientais prestados. A captação de recursos não é tarefa trivial do Fonafifo.

São várias as fontes de recursos que formam o fundo gerido pelo Fonafifo. O imposto sobre consumo de combustíveis fósseis é uma delas. Inicialmente, foi previsto que um terço do imposto criado fosse alocado ao Fonafifo. No entanto, o fundo enfrentou várias dificuldades nos repasses do Ministério das Finanças e, em 2001, uma reforma fiscal modificou a percentagem para apenas 3,5% (FONAFIO, 2000 citado por PAGIOLA, 2006; CAMACHO; REYES, 2002 citados por SÁNCHEZ-AZOFEIFA et al., 2007).

Outra fonte de financiamento para pagamentos de serviços ambientais é a venda dos créditos de carbono gerados com as atividades de reflorestamento. No começo do programa, o Governo da Noruega, juntamente com um grupo de produtores de energia norueguês, pagou US$ 2 milhões para mitigação das emissões na Costa Rica, em um contrato de Implementação Conjunta. Entretanto, uma vez que o Protocolo de Kyoto definiu que apenas projetos de reflorestamento são elegíveis para o Mecanismo de Desenvolvimento Limpo, e dado que a maior parte dos projetos na Costa Rica é de proteção de florestas (desmatamento evitado), não houve realização de outras transações de créditos de carbono.

Entre 2001 e 2006, o programa de pagamento por serviços ambientais contou com financiamento de US$ 32,6 milhões do Banco Mundial, e doações de US$ 8 milhões do Fundo Ambiental Global (GEF), por meio do projeto Ecomarkets, e €$ 10 milhões da Agência de Cooperação Alemã (KFW) (PAGIOLA, 2003, 2006).

O Fonafifo também estabeleceu diversos acordos bilaterais com grandes consumidores de água, principalmente, para geração de energia, como a Energia Global, a Compañia Nacional de Fuerza y Luz (CNFL) e a Platanar S.A., entre outras. Recentemente, o Fonafifo firmou acordos com engarrafadoras de água potável, sistemas municipais de abastecimento de água de uso doméstico, usuários de sistemas de irrigação e hotéis (PAGIOLA, 2006).

A lei no 7.575 estabeleceu o programa de PSA e reconheceu que as florestas prestam serviços hidrológicos, no entanto, não previu nenhuma obrigação de pagamento por parte dos usuários de água. Os acordos devem ser negociados caso a caso entre o Fonafifo e os usuários. Atualmente, as tarifas de água passam por revisão de valores pelos detentores de outorga no intuito de incluir uma taxa destinada à conservação dos mananciais. Estima-se uma arrecadação de US$ 19 milhões, dos quais 25% irão para o programa de PSA, sendo o restante alocado para o Departamento de Águas do Ministério de Ambiente e Energia (50%) e para as áreas protegidas (25%) (FALLAS, 2006 citado por PAGIOLA, 2006).

Entre 1997 (início do programa) e 2003, os recursos advindos dos usuários de água somaram apenas US$ 100 mil, enquanto as doações do GEF giraram em torno de US$ 1,85 milhões por ano (durante 5 anos), o valor do imposto sobre consumo de combustíveis fósseis ficou por volta de US$ 6,4 milhões anuais, e a venda de créditos de carbono em, aproximadamente, US$ 2 milhões (PAGIOLA, 2003).

O monitoramento para verificação de cumprimento de contratos pelos proprietários rurais fica aos cuidados de agências (ex.: Sinac, Fundecor) e de engenheiros florestais certificados, que também são submetidos regularmente a auditorias para avaliação de seus desempenhos. O não cumprimento dos contratos por parte dos proprietários suspende os pagamentos futuros, assim como os engenheiros florestais que certificam proprietários incorretamente podem ter suas licenças caçadas (PAGIOLA, 2006).

A Figura 4 representa, de forma esquemática, o funcionamento do Programa Costarriquenho de Pagamento por Serviços Ambientais.

Figura 4. Funcionamento do programa.

Fonte: adaptado de Landell-Mills e Porras (2002) e Pagiola (2003).

Pontos relevantes: O caso do Fonafifo é emblemático por se tratar de um dos mais antigos e do melhor exemplo documentado de pagamento por serviços ambientais na América Latina e no mundo. Como tal, o caso provê várias indicações de pontos que funcionaram e outros que foram limitantes para o desenvolvimento do programa.

A primeira grande diferença que o caso oferece com relação aos demais é que a decisão pela criação do programa partiu dos níveis mais altos do Governo costa-riquenho, de forma que se estabeleceu uma organização institucional forte para coordenar os trabalhos. Particularmente importante foi a criação do Fonafifo, um órgão governamental, porém, com autonomia para determinados tipos de decisões exclusivamente dedicados à gestão do programa.

Nota-se que a governabilidade ou força institucional é um dos fatores primordiais para uma política de pagamento por serviços ambientais obter êxito. A Costa Rica beneficiou-se por possuir experiência anterior de vários anos na aplicação de instrumentos econômicos para a conservação. Quando o programa foi lançado, várias ferramentas já existentes foram aprimoradas para serem utilizadas no novo marco legal. Contudo, pode-se observar na descrição do caso que, apesar da força institucional, o Fonafifo enfrentou problemas com relação aos repasses de recursos por parte do Ministério das Finanças, além da percentagem do imposto sobre combustíveis fósseis destinada ao fundo ter sido drasticamente reduzida.

Além disso, está em discussão a criação de uma taxa compulsória que recairá sobre os detentores de outorga para o uso da água, medida que encontra resistências no Congresso Nacional da Costa Rica.

A terceira Lei Florestal no 7.575 (FONAFIO, 2009) reconhece expressamente quatro tipos de serviços ambientais prestados pelos ecossistemas: hidrológico, sequestro de carbono, biodiversidade e paisagístico. No entanto, é mínima a relação direta entre os recursos captados e a prestação dos serviços. Com exceção dos créditos de carbono gerados pelos reflorestamentos, os demais serviços ambientais são prestados por meio de incentivos às praticas de manejo florestal, isto é, assume-se que ao incentivar a conservação de florestas e os sistemas agroflorestais, garante-se o provimento de serviços ambientais. Em geral, cria-se um incentivo ligeiramente superior ao custo de oportunidade do produtor para que ele opte por práticas menos nocivas ao ecossistema local.

Pode-se alegar que o pagamento do imposto sobre o consumo de combustíveis fósseis é uma forma de neutralizar o carbono emitido pelos automóveis costa-riquenhos. Mas o valor pago por meio do imposto não guarda relação direta com o número de árvores necessárias para neutralizar o carbono emitido por cada veículo, e sim, com o custo de oportunidade dos produtores rurais. Da mesma forma, alega-se que a doação do GEF seria uma forma da sociedade global pagar pela biodiversidade da Costa Rica, porém, a operação se assemelha muito mais a uma doação convencional de cooperação internacional do que ao pagamento pela biodiversidade, já que não existe nenhum estudo que verifique se a última está sendo mantida ou recuperada, ainda que existam informações sobre a cobertura vegetal.

Enquanto os sistemas agroflorestais podem mostrar sua viabilidade econômica se comparados a outras formas de manejo, a conservação dos bosques não gera recursos econômicos afora aqueles pagos pelo programa, de forma que quando finda um contrato com um prestador de serviço para conservação florestal, não há garantias que a área continue conservada.

Caso 9
PSAH
México

Nome do caso: Programa de Pagamento por Serviços Ambientais Hidrológicos - PSAH

País: México

Localização: Abrangência nacional

Tipo de serviço ambiental remunerado: Hidrológico.

Beneficiários: Residentes de florestas comunitárias e pequenos proprietários florestais.

Histórico e objetivos: Segundo o Conselho Nacional de Florestas do México, o país possui 72% de seu território coberto com vegetações naturais, incluindo florestas, áreas áridas e semiáridas (CNF, 2001 citado por ALIX-GARCIA et al., 2005). O inventário florestal do ano 2000 demonstra que o país detinha cerca de 63 milhões de hectares de florestas tropicais e temperadas, o que representa, aproximadamente, 50% do território (ver Figura 5). Entre 1993 e 2000, três milhões de hectares foram desmatados para uso agrícola e outros cinco milhões para pecuária (VELÁSQUEZ et al., 2002 citados por MUÑOZ et al., 2006), de forma que o país perdeu algo em torno de 10% de sua cobertura florestal no período.

Figura 5. Cobertura florestal no México.

Fonte: Inventário Florestal Nacional (SEMARNAT), extraído de Alix-Garcia et al. (2005).

As estimativas mais conservadoras apontam para uma taxa de desmatamento anual de cerca de 1,3%, na década de 1990 (TORRES; FLORES, 2001 citados por MUÑOZ et al., 2006), mas para alguns ecossistemas específicos a taxa é muito superior. As principais causas do desmatamento são o corte ilegal de madeira e as mudanças de uso do solo para agricultura e pecuária. Num cenário de pouca governabilidade, muitos proprietários optam por derrubar a floresta para garantir a posse da terra.

Aproximadamente 5% das áreas remanescentes de floresta no México se encontram sob alguma forma de proteção do Sistema Nacional de Áreas Protegidas (SINAP). Entre 15% e 20% da área é de propriedade privada, e o restante se constitui na forma de comunidades ou ejidos7 provenientes da reforma agrária mexicana. A maior parte da população que vive nas formas coletivas de organização detém baixos ingressos econômicos, com forte presença de comunidades indígenas (ALIX-GARCIA et al., 2005; MUÑOZ et al., 2006).

Para reduzir as altas taxas de desmatamento, o Governo mexicano conta com uma série de medidas de comando e controle que visa evitar a mudança de uso do solo e, ao mesmo tempo, diversas políticas de fomento às atividades florestais, para adicionar valor econômico às florestas de forma que sejam alternativas de geração de renda aos modelos agropecuários convencionais. Entretanto, a agricultura e pecuária se concentram justamente nas áreas florestais com maior potencial econômico, onde poderia se supor uma alternativa sustentável de renda, como o manejo florestal.

As áreas degradadas também contam com políticas de incentivos à recuperação, porém, as áreas conservadas que não apresentam grande potencial econômico para atividades florestais, sejam por localização, tipo de terreno ou espécies existentes, até então não contavam com políticas governamentais de desenvolvimento e eram, portanto, as que apresentavam maior risco de desmatamento. É nesse contexto que surge o Programa Mexicano de Pagamento por Serviços Ambientais Hidrológicos (PSAH).

Além da ameaça de desmatamento, os aquíferos mexicanos estão degradados ou sob exploração intensa. De acordo com a Comissão Nacional de Água, dos 188 aquíferos mais importantes do país, dois terços estão com excesso de exploração, com extração média de 190% da recarga líquida, enquanto outros 28% estão no limite do equilíbrio (CENAPRED, 2003 citado por MUÑOZ et al., 2006).

Ainda que a exploração excessiva da água subterrânea não esteja diretamente relacionada com as áreas florestais, existe um reconhecimento no país de que as mesmas oferecem um serviço importante para a depuração da água e a recarga dos aquíferos. Assim, mesmo na ausência de dados científicos precisos que vinculem o desmatamento à piora na quantidade e na qualidade da água disponível, buscou-se fundamentar a construção de uma nova política pública para enfrentar os dois problemas de forma integrada, isto é, conservação de florestas e preservação da capacidade de recarga dos aquíferos.

Ao desenhar um esquema de PSAH, o Governo mexicano optou por reconhecer os serviços prestados pelas florestas dentro dos limites do país, de forma que o pagamento por esses serviços fosse gerado também exclusivamente dentro da esfera nacional (ALIX-GARCIA et al., 2005). Ou seja, o financiamento para o programa deveria ser de fontes nacionais, e não por meio da venda de créditos de carbono.

Após várias negociações políticas, o Programa de Pagamento por Serviços Ambientais Hidrológicos (PSAH) foi implantado pelo Governo federal no ano de 2003, sob a responsabilidade do Conselho Nacional de Florestas (Conafor).

O objetivo do PSAH é gerar um ingresso econômico para os proprietários de terras com florestas em bom estado de conservação, de forma a se compensar pelos serviços ambientais hidrológicos prestados, entre eles, manutenção da capacidade de recarga dos aquíferos, qualidade da água, redução de sedimentos rio abaixo, redução de deslizamento provenientes de tempestades, conservação de mananciais, maior volume superficial em épocas de secas e redução dos riscos de inundações.

No México, os lagos, lagunas, aquíferos e rios são considerados propriedade da nação, razão pela qual o governo tem o direito de cobrar pelo uso da água. Na época do desenvolvimento do programa, procurou-se estabelecer que cerca de 2% a 3% da arrecadação total do governo pela cobrança de uso da água fosse destinado ao programa. No entanto, a proposta não foi aceita e definiu-se que US$ 18,2 milhões seriam destinados ao programa no ano de 2003, por meio de repasse para o Fundo Florestal Mexicano, criado pela Lei de Desenvolvimento Florestal Sustentável e responsável pelo orçamento dos programas florestais federais, incluindo o PSAH.

Para acessar os recursos do programa, os solicitantes devem preencher uma ficha simples de duas páginas e comprovar a titularidade da terra. Para as áreas comunitárias, exige-se uma ata de assembleia que ateste que a entrada no programa foi uma decisão coletiva aprovada por votação da maioria. Os requisitos mínimos para entrar no programa são:

Propriedades com mais de 50% de cobertura florestal.

Propriedades localizadas em áreas de aquíferos super explorados.

Propriedades próximas a centros urbanos com mais de 5 mil habitantes.

Visto que o objetivo final do programa é a manutenção dos serviços hidrológicos e que o montante total para pagamentos é limitado, foram estabelecidos critérios para definição de áreas prioritárias que resultem em um melhor custo-efetividade. Assim, cada ano o Conafor divulga quais são as áreas elegíveis, definidas em função do grau de ameaça das florestas e da sobreposição com aquíferos sobre explorados. As florestas que contam com geração de renda por meio de seus usos são pouco elegíveis ao programa, da mesma forma que as florestas cujo custo de oportunidade é zero e que não se encontram sob pressão das atividades agropecuárias.

Na fase de negociação política do esquema de PSAH, o movimento rural O campo não aguenta mais conseguiu fazer valer sua reivindicação de incorporar as áreas de aproveitamento agroflorestal no programa. Assim, se definiu como limite máximo para a participação no programa áreas de 4 mil hectares para florestas não exploradas comercialmente e de 200 hectares para as com aproveitamento comercial.

Outro critério de seleção introduzido posteriormente é que as áreas que entram no programa devem ter, no mínimo, 50 hectares, já que é o menor tamanho de área que pode ser observado e monitorado nas imagens de satélite utilizadas. Os contratos são estabelecidos pelo período de 5 anos, mas são avaliados e renovados anualmente.

Como ocorre o pagamento: O Conafor divulga anualmente, por meio do Diário Oficial da União, as áreas elegíveis para o programa. Os proprietários florestais interessados preenchem a ficha de inscrição do programa, e os selecionados recebem dois níveis de pagamento: aproximadamente US$ 30,00 por hectare de florestas tropicais e temperadas, e cerca de US$ 40,00 por hectare de floresta mesófila de montanha. A diferenciação ocorre pelo reconhecimento de que as florestas de montanha prestam mais relevante serviço de captura da umidade de neblina e proporciona disponibilidade de água nas épocas de seca.

O Conafor realiza o georreferenciamento da área proposta na presença do solicitante, e os beneficiados devem elaborar, no primeiro ano, um Plano de Manejo conforme orientação do Conafor, no qual são apresentadas as atividades que contribuirão para a manutenção dos serviços ambientais. A apresentação do plano e a aprovação pelo Conafor são requisitos obrigatórios para o pagamento do segundo ano do contrato. Nos anos seguintes, o pagamento está condicionado à aprovação de relatórios anuais das atividades realizadas. O Conafor tem previsto um apoio anual para assistência técnica, o qual deverá destinar-se à elaboração do plano de manejo no primeiro ano e ao acompanhamento técnico nos 4 anos seguintes.

No caso das comunidades e ejidos, o Plano de Manejo deve ser realizado de forma coletiva e participativa, enquanto os pequenos proprietários individuais entregam uma carta comprometendo-se a seguir com o Plano proposto.

No caso das propriedades comunitárias, o pagamento é feito ao representante da comunidade, e a utilização dos recursos é definida em assembleia da comunidade ou pelo conselho comunitário local, de acordo às diretrizes determinadas pelo grupo. O Conafor, ou entidades contratadas, realiza visitas de verificação para monitorar o cumprimento dos planos de manejo e a conservação das florestas que recebem apoio do PSAH.

Pontos relevantes: A decisão pela implantação do Programa de Pagamento por Serviços Ambientais Hidrológicos do México (PSAH), a exemplo do caso costa-riquenho (Fonafifo), foi tomada nas altas instâncias do Governo mexicano (regulação federal de 3 de outubro de 2003).

O fato de ser estabelecido em nível federal, sob decisão governamental, é um componente importante para o sucesso de um programa de pagamento por serviços ambientais, principalmente por serem criadas condições para o estabelecimento de instituições fortes na gestão da iniciativa. No México, houve intensas negociações políticas para criação do programa que fizeram com que o instrumento sofresse diversas modificações durante os 2 anos que durou o processo de elaboração e desenvolvimento. Quando o programa se iniciou, em 2003, apresentava diversas características diferentes das inicialmente planejadas.

O PSAH mexicano não criou nenhum novo tributo, apenas determinou nova distribuição do tributo da água já existente. Esse foi o primeiro conflito que surgiu durante o desenvolvimento do programa e que foi determinante para seu funcionamento atual. Os técnicos que desenvolveram o programa, ligados à Secretaria de Meio Ambiente e Recursos Naturais (SEMARNAT)8, propuseram a alteração dos artigos 222, 223 e 224, da Lei Federal de Direitos, que estabelecem as tarifas pagas por diferentes tipos de usuários da água. A alteração permitiria que se aumentasse ligeiramente o imposto de forma que uma porcentagem entre 2,5% e 3% fosse destinada ao Fundo Florestal Mexicano, responsável pelo pagamento dos serviços ambientais no âmbito do programa. No entanto, a Secretaria da Fazenda (Secretaría de Hacienda y Crédito Público – SHCP) se opôs à proposta, com isso, definiu-se que, ao invés de uma porcentagem, o governo destinaria um montante fixo anual ao programa. Em 2003, por exemplo, o montante foi de US$ 18,2 milhões, uma quantia pequena. Independentemente do montante total, a não existência de nova tributação enfraqueceu o programa, já que o mesmo passou a depender de aprovação orçamentária para os pagamentos de cada ano. Ademais, a Secretaria da Fazenda definiu o novo instrumento como subsídio, e não como pagamento por serviços ambientais, com uma clara demonstração de não sensibilidade à questão ambiental.

Em 2003, o programa foi implementado, mas várias ações adotadas não respeitaram critérios técnicos ou obrigações governamentais. Para mencionar um exemplo, o georreferenciamento das propriedades rurais passou a ser critério decisivo para aprovação das propostas, já que o Conafor não tinha capacidade de realizar os levantamentos necessários. Outro exemplo é que o Conafor não possuía todas as imagens de satélite necessárias, e propriedades rurais que não se localizavam nas imagens já adquiridas não foram selecionadas para o programa.

Do ponto de vista ecológico, ainda que o programa contribua substancialmente para a conservação, ou pelo menos para a geração de renda das famílias que vivem no entorno de florestas9, o pagamento não apresenta muita relação com a manutenção da qualidade e quantidade dos recursos hídricos. Desde o princípio de sua concepção, o programa se fundamenta em uma relação cientificamente pouco comprovada, mas aceita socialmente, o que é completamente legítimo. No entanto, Alix-Garcia et al. (2005) mostram que a maior parte dos pagamentos não atinge as comunidades que habitam o entorno das florestas próximas aos aquíferos mais ameaçados. Desse modo, dado o modelo de pagamento, o programa se assemelha mais a uma política de distribuição de renda - que exclui os mais pobres entre os pobres, vide a exigência de, no mínimo, 50 hectares de terra - do que de pagamento por serviços ambientais.

Os valores pagos por hectare de floresta foram definidos em função dos custos de oportunidade identificados em estudo realizado previamente. Assim, como consequência da política de custo-efetividade adotada, procura-se conservar florestas com o menor custo possível. Portanto, proprietários com alternativas econômicas mais rentáveis não terão estímulos suficientes para a conservação. Dessa forma, apenas os proprietários de florestas sem opções econômicas viáveis e em áreas de risco de desmatamento terão acesso ao programa.

Sob estas características, o programa contribui pouco para a consciência ambiental e a mudança de comportamentos, tanto dos proprietários de áreas florestais, que não veem grande relação entre o benefício e o serviço direto prestado, como da sociedade em geral, usuária do serviço, que não paga nenhum adicional pelo uso da água.

Contudo, o programa continua a sofrer modificações que podem solucionar alguns dos problemas enfrentados até o momento. Está em desenvolvimento, por exemplo, um método de pontuação para os critérios estabelecidos que seja mais transparente para selecionar os participantes do programa.

Caso 10
Bolsa Floresta
Brasil

Nome do caso: Bolsa Floresta

País: Brasil

Localização: Estado do Amazonas

Tipo de serviço ambiental remunerado: Conservação das florestas e recursos hídricos, preservação da biodiversidade, redução da emissão de gases de efeito estufa.

Beneficiários: Populações residentes das Unidades de Conservação Estaduais, do Estado do Amazonas.

Histórico e objetivos: O estado do Amazonas possui 33% da área total da Amazônia, bioma que abriga a maior diversidade de plantas e peixes do planeta, além de 16% de toda a água doce do globo terrestre (ROCHA, 2007).

Buscando preservar essa riqueza natural e reduzir a emissão de CO2, o Governo do Amazonas aprovou a Lei Estadual de Mudanças Climáticas, Conservação Ambiental e Desenvolvimento Sustentável do Amazonas, a primeira sobre o tema no Brasil. A Lei cria mecanismos fiscais e financeiros para incentivar a redução dos impactos ambientais no Amazonas e estabelece caminhos e facilidades para que as empresas reduzam suas emissões de CO2 e compensem o que não reduzir (ROCHA, 2007).

Com a Lei, o Governo do Estado busca:

Estimular regimes de mercado de crédito de carbono.

Promover ações para ampliação da educação ambiental.

Fomentar a implementação de projetos de pesquisas em Unidades de Conservação.

Criar o Fundo de Mudanças Climáticas, que reverterá suas aplicações para o desenvolvimento de atividades como monitoramento, fiscalização, realização de inventário, conservação e manejo sustentável.

Criar o Bolsa Floresta para os moradores de Unidades de Conservação do Estado.

Instituir selos de certificação a entidades públicas e privadas que desenvolvam projetos de mudanças climáticas (POLÍTICA..., 2008).

O Capítulo IV, artigo 5º, inciso II, da Lei Estadual de Mudanças Climáticas (AMAZONAS, 2009), cria o Programa Bolsa Floresta, o primeiro programa brasileiro de pagamento por serviços ambientais feito diretamente para as comunidades que residem em Unidades de Conservação do Estado. Seu principal objetivo é a redução das emissões de carbono de desmatamento e a preservação da floresta. O Bolsa Floresta reconhece e compensa as populações tradicionais e indígenas do Estado, que moram nas Unidades de Conservação, pelo seu papel na conservação das florestas, à medida que concede um benefício financeiro àquelas que assumam compromisso com o desmatamento zero.

Segundo informações do Governo do Estado do Amazonas, a estruturação do programa conta com a participação de representantes da sociedade civil organizada, organizações não governamentais e representantes dos povos indígenas, dentre outros. Além disso, foi realizado um levantamento socioeconômico das famílias a serem atendidas pelo programa, com o objetivo de acompanhar sua evolução, bem como foram realizadas várias oficinas de treinamento e capacitação sobre o papel do desmatamento no processo de mudanças climáticas globais, com o objetivo de conscientizar as famílias da importância do programa (POLÍTICA..., 2008).

Ademais, foi criado o Comitê Interno de Gestão do Programa Bolsa Floresta, com os objetivos de: a) realizar estudos e diagnósticos socioambientais das famílias residentes nas Unidades de Conservação potencialmente elegíveis ao Programa Bolsa Floresta; b) estabelecer marcos legais de procedimentos operacionais para implementação do programa; c) promover interação institucional através das ações integradoras com as organizações participantes, como acompanhamento e avaliação da implementação do programa.

A realização de pagamentos aos moradores e suas associações depende do cadastramento junto à Secretaria Estadual de Meio Ambiente e Desenvolvimento Sustentável (SDS). Para aderir ao programa, a comunidade passa por oficinas promovidas pela SDS que visam a qualificação dos agentes comunitários para que os mesmos compreendam seu papel enquanto moradores de Unidades de Conservação.

O programa foi lançado em junho de 2007, e os primeiros pagamentos aconteceram setembro do mesmo ano. Portanto, trata-se de uma política recente, e não há ainda pesquisas que indiquem os resultados alcançados pelas mesmas, de acordo com os objetivos por ela propostos.

A Fundação Amazonas Sustentável (FAS), desde março de 2008, tem sido a responsável por distribuir os recursos e administrar o projeto junto com o Governo do Estado. Os recursos destinados ao pagamento dos benefícios vêm dos juros dos recursos existentes no Fundo Estadual de Mudanças Climáticas, que capta recursos junto a iniciativa privada, ONGs e entidades governamentais nacionais e internacionais, (DINHEIRO..., 2007), sendo um dos objetivos angariar parte dos recursos da comercialização do carbono armazenado na floresta. Embora o carbono resultante da manutenção de florestas existentes esteja fora do Protocolo de Kyoto, não podendo ser oficialmente negociado, há um mercado alternativo de iniciativas voluntárias (AMAZONAS..., 2007).

Até o mês de abril de 2008, o Programa Bolsa Floresta cadastrou 2.102 famílias residentes em Unidades de Conservação do Estado do Amazonas, tendo como meta até 2010 conceder o benefício a 60 mil famílias. A Figura 6 apresenta a quantidade de famílias cadastradas para receber o Bolsa Floresta por Unidade de Conservação.

Figura 6. Quantidade de famílias cadastradas por unidade de conservação.

Fonte: Fundação Amazonas Sustentável (2008).

Como ocorre o pagamento: Há, basicamente, dois tipos de Bolsa Floresta, destinado às famílias e às associações de moradores das Unidades de Conservação. No primeiro caso, as famílias precisam ser cadastradas junto à SDS, sendo pago um benefício de R$ 50,00/mês/família, por meio de um cartão específico do programa. As famílias que tiverem desmatado uma área até 50% a mais daquela vigente no ano de instituição do Programa Bolsa Floresta receberão um “cartão amarelo” e deverão explicar à associação o motivo de terem derrubado a mata. Depois de ouvidas, essas famílias continuarão no programa por mais um ano. Se continuarem desmatando, receberão um “cartão vermelho” e o repasse do Programa Bolsa Floresta será suspenso. As famílias que desmataram uma área superior a 50% àquela vigente no ano de instituição do Programa Bolsa Floresta receberão um “cartão vermelho” já no primeiro ano e o repasse do Programa Bolsa Floresta será suspenso. Serão também excluídas do programa aquelas famílias que receberem dois “cartões amarelos” seguidos ou três, em anos alternados.

O desmatamento dentro da Unidade de Conservação será medido ou monitorado em campo, anualmente, pela equipe da SDS e pelas imagens de satélite analisadas por instituições parceiras, de forma independente, como o Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia (Inpa), Universidade Estadual do Amazonas (UEA) e Universidade Federal do Amazonas (Ufam).

No segundo tipo de Bolsa Floresta, o benefício é pago à associação dos moradores da Unidade de Conservação, e o montante corresponde a 10% do valor anual recebido por todas as famílias de moradores, sendo repassado uma vez ao ano. O repasse é feito diretamente para a associação ou via crédito no comércio local. Os gastos a serem realizados com os recursos devem ser aprovados em assembleia pelas comunidades.

Além desses, está prevista a implementação de outros tipos de benefícios financeiros. Um primeiro relacionado a um plano de investimento comunitário, em que cada comunidade que faz parte do programa receberá R$ 4 mil para aplicar na localidade, com o objetivo de apoiar iniciativas que criem fontes de renda sustentáveis. E uma segunda verba, de R$ 8 mil por comunidade/ano, para investir na infraestrutura social (BOLSA..., 2008).

Estão aptos a receber o Bolsa Floresta os residentes de Unidades de Conservação Estadual que: a) residam há pelo menos 2 anos na própria Unidade de Conservação; b) mantenham as áreas de roças com tamanho não superior àquele do ano de instituição do programa, cultivem apenas em áreas de capoeiras abertas ou em descanso e não avancem na mata primária; c) se tiver filhos, que estejam matriculados e com frequência escolar regularizada; d) participem ativamente da associação de moradores da comunidade e da construção e implementação dos Planos de Uso e de Gestão da Unidade de Conservação, respeitem suas regras e preveja nelas o teto máximo de desmatamento da própria unidade; e) assinem o acordo de compromisso, por família, de modo a cumprir com as regras do Bolsa Floresta (SERVIÇOS..., 2008).

Pontos relevantes: O Programa Bolsa Floresta foi implementado recentemente – tem menos de 1 ano –, mas partes do programa, como o plano de investimento comunitário ou os investimentos na infraestrutura social, ainda não foram colocados em prática. Justamente por ser recente, há pouca bibliografia acerca dos impactos reais da iniciativa.

O Programa Bolsa Família tem sido considerado como positivo pela maioria dos ambientalistas. Um dos motivos é que o programa vai além das políticas de comando e controle, geralmente, implementadas quando o objetivo é a preservação ambiental (BOLSA..., 2008).

Outro fator que pode ser considerado como positivo é que o programa foi construído de forma participativa, com discussão tanto nas comunidades quanto com instituições governamentais e não governamentais (FUNDAÇÃO AMAZONAS SUSTENTÁVEL, 2008).

Um terceiro ponto a ser salientado é que as ações conjuntas do Bolsa Família buscam não instituir um salário, mas auxiliar na criação de alternativas de renda sustentável, através das outras políticas integradas ao programa (BBC BRASIL, 2008a). O programa permite ainda que os moradores das Unidades de Conservação tenham uma renda mensal, mesmo que pequena, já que muitas dessas famílias passavam meses sem ingressos monetários (BBC BRASIL, 2008a).

Uma crítica ao Bolsa Família é que o valor mensal pago aos comunitários individualmente é muito baixo, não se constituindo de fato como uma alternativa significativa de renda. Em muitos casos, o deslocamento do morador até o local de recebimento do benefício é mais oneroso que o valor recebido pelo mesmo mensalmente (BBC BRASIL, 2008a).

Caso 11
SNUC
Brasil

Nome do caso: Sistema Nacional de Unidade de Conservação - SNUC

País: Brasil

Localização: Nacional

Tipo de serviço ambiental remunerado: Preservação da biodiversidade, preservação das florestas e dos recursos hídricos.

Beneficiários: Sociedade no âmbito global.

Histórico e objetivos: Nos anos 1980, constatou-se que as Unidades de Conservação (UC) não eram suficientes em número, extensão e distribuição espacial para preservar a biodiversidade do país, o que gerou uma série de discussões para produção de um plano que revisasse a gestão e a legislação vigentes das UCs nos âmbitos federal, estadual e municipal. O resultado foi a elaboração do Projeto de Lei nº 2892/92, que versava sobre o Sistema Nacional de Unidades de Conservação (SNUC) (RAMOS, 2000).

Contudo, a Lei que instituiu o SNUC somente foi aprovada 8 anos depois (Lei nº 9.985 de 18/07/2000) (BRASIL, 2000) e tem como objetivos:

Contribuir para a manutenção da diversidade biológica e dos recursos genéticos no território nacional e nas águas jurisdicionais.

Proteger as espécies ameaçadas de extinção no âmbito regional e nacional; contribuir para a preservação e a restauração da diversidade de ecossistemas naturais.

Promover o desenvolvimento sustentável a partir dos recursos naturais; promover a utilização dos princípios e práticas de conservação da natureza no processo de desenvolvimento.

Proteger paisagens naturais e pouco alteradas de notável beleza cênica; proteger as características de natureza geológica, geomorfológica, espeleológica, paleontológica e cultural; proteger e recuperar recursos hídricos e edáficos; recuperar ou restaurar ecossistemas degradados.

Proporcionar meios e incentivos para atividades de pesquisa científica, estudos e monitoramento ambiental.

Valorizar, econômica e socialmente, a diversidade biológica; favorecer condições e promover a educação e interpretação ambiental, a recreação em contato com a natureza e o turismo ecológico.

Proteger os recursos naturais necessários à subsistência de populações tradicionais, respeitando e valorizando seu conhecimento e sua cultura e promovendo-as, social e economicamente. (BRASIL, 2000).

Portanto, a partir dos objetivos, pode-se observar, de forma geral, que há a busca da preservação das Unidades de Conservação dentro de uma ótica de desenvolvimento sustentável e valorização das populações tradicionais. Porém, é notória a ocorrência de vários conflitos com essas populações na criação de novas unidades.

Ao longo do tempo, o texto da Lei que institui SNUC passou por algumas mudanças, sempre com a intenção de facilitar e tornar mais eficiente o trabalho de proteger as Unidades de Conservação, as principais alterações foram feitas pelo Decreto 4.340, de 22.08.2002 (BRASIL, 2002), e pela Resolução do Conama 371/06 (CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE, 2006). Uma mudança importante estabelecida pelo Decreto supracitado é que uma parte dos recursos arrecadados nos parques, com a venda de ingressos, tem de ser aplicada na manutenção do próprio parque. Já a Resolução do CONAMA 371/06 estabelece diretrizes aos órgãos ambientais para o cálculo, cobrança, aplicação, aprovação e controle de gastos de recursos advindos de compensação ambiental.

Pela Lei do SNUC, o Governo fica obrigado a consultar a sociedade, especialmente as populações locais, mas também demais atores envolvidos no processo de gestão das UCs, como as organizações não governamentais, a sociedade civil organizada e a iniciativa privada, sobre que tipo de unidade deve ser criada, seus limites mais adequados, como conciliar os interesses das pessoas e grupos e como dividir os custos de criação das unidades, além de incentivar a interação entre os atores envolvidos no processo de gestão dessas unidades (RAMOS, 2000).

O SNUC dividiu as Unidades de Conservação em dois grupos: Unidades de Proteção Integral e Unidades de Uso Sustentável. As Unidades de Proteção Integral têm como objetivo básico a preservação da natureza, sendo admitido o uso indireto dos seus recursos naturais, com exceção dos casos previstos na Lei do SNUC. Já as Unidades de Uso Sustentável são as áreas que compatibilizam a conservação da natureza com o uso sustentável de parcela dos seus recursos naturais.

Os dois grupos apresentam, por sua vez, uma série de subdivisões listadas na Tabela 4.

Tabela 4. Áreas sob proteção das Unidades de Proteção Integral e das Unidades de Uso Sustentável.

Unidades de Proteção Integral

Unidades de Uso Sustentável

Estação Ecológica

Área de Proteção Ambiental

Reserva Biológica

Área de Proteção Ambiental Estadual

Parque Nacional

Área de Relevante Interesse Ecológico

Parque Estadual

Floresta Nacional

Monumento Natural

Floresta Estadual

Refúgio de Vida Silvestre

Reserva Extrativista

Reserva de Fauna

Reserva de Desenvolvimento Sustentável

Reserva Particular do Patrimônio Natural

Fonte: Brasil (2000).

Outro ponto do qual o SNUC trata é a compensação ambiental obrigatória nos casos de licenciamento ambiental de empreendimentos considerados, pelo órgão competente, como de significativo impacto ambiental. A Resolução 371/2006 (CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE, 2006) estabelece um percentual de, no mínimo, 0,5% de compensação sobre o valor do empreendimento, cabendo ao órgão ambiental licenciador definir o montante de recursos a ser pago. Esse valor mínimo será vigente até o estabelecimento e publicação da metodologia para definição do grau de impacto ambiental pelo Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis (Ibama), sendo direcionado para a manutenção ou criação de Unidades de Conservação. Contudo, isso tem gerado uma série de controvérsias, como será abordado posteriormente.

Os recursos para a gestão do SNUC têm origem no orçamento federal, contudo, os recursos são insuficientes. Assim, a compensação ecológica viabiliza um mecanismo de financiamento para a criação e manutenção de unidades (GELUDA; YOUNG, 2005).

Como ocorre o pagamento: Nesse caso, o pagamento não se aplica. Como foi apresentado no final do Capítulo 3, uma política de serviços ambientais não pressupõe, necessariamente, pagamento de serviços ambientais, sendo o SNUC um exemplo bem sucedido desse tipo de política.

Pontos relevantes: O SNUC é considerado um avanço da legislação brasileira em relação à preservação ambiental. Ele incorpora ideias e conceitos modernos em termos da relação homem-natureza, dando maior coerência às políticas de preservação ambiental Contudo, tem sido alvo de uma série de críticas, principalmente relacionadas às compensações por danos ambientais e a gestão da Lei.

Soavinski (1997) reconhece que o SNUC avançou em muitos sentidos. Conforme ressalta, por seu intermédio, surgiu um novo relacionamento, com base em princípios sustentáveis, entre comunidades locais e residentes das Unidades de Conservação.

Já Queiroz e Silva (2004) ressaltam como ponto positivo da Lei que regulamenta o SNUC o fato dela incentivar uma ampla participação e integração dos diversos atores ligados direta ou indiretamente às Unidades de Conservação, como população residente, sociedade civil organizada, ONGs, iniciativa privada e outros atores sociais, conforme o contexto local. Além disso, permite uma ampla abertura quanto à captação de recursos destinados à implementação, gestão e manutenção das Unidades de Conservação, o que abre espaço para uma receita maior não dependente exclusivamente da esfera governamental, à medida que determina que os recursos ou doações podem ser de qualquer natureza, nacionais ou internacionais, sendo provenientes de organizações privadas ou públicas ou de pessoas físicas.

No entanto, o SNUC avança também ao oficializar o conceito de zonas de amortecimento, que compreende o entorno de uma Unidade de Conservação, onde as atividades humanas estão sujeitas às normas e restrições específicas, com o propósito de minimizar os impactos negativos sobre a unidade. As zonas de amortecimento, além de desempenharem a função de faixa de contenção da degradação ambiental antrópica, também podem ser instrumentos na promoção da integração entre as populações vizinhas e as Unidades de Conservação, por meio de trabalhos de educação ambiental e outros similares (QUEIROZ; SILVA, 2004).

Contudo, a Lei do SNUC tem sido alvo de uma série de críticas, principalmente, ao estabelecer as compensações a serem pagas por empreendimentos que causam impacto significativo ao meio ambiente. Em relação a isso, a primeira crítica é que o texto da Lei também não define formalmente o que seriam empreendimentos de significativo impacto ambiental, tornando um tanto quanto subjetivo definir qual projeto será enquadrado na compensação (GELUDA; YOUNG, 2004).

Uma segunda crítica está no fato da Lei estabelecer um mínimo de 0,5% de compensação sobre o valor do empreendimento, pois o mesmo não teria embasamento técnico, tampouco teórico, à medida que há indexação ao custo do empreendimento, e não a partir do dano estimado ao meio ambiente (GELUDA; YOUNG, 2004).

Uma terceira crítica se refere ao fato do não estabelecimento de teto máximo de compensação. Há uma proposta de metodologia sugerida pelo Ibama, na qual os percentuais variam entre 0,5% e 5% do valor do empreendimento, contudo, a mesma ainda não é efetiva, pois não foi estabelecido um procedimento padrão entre os diferentes órgãos de licenciamento ambiental. Nesse sentido, cada órgão licenciador aplica os recursos da compensação ambiental na unidade que definir, logo, a falta de regulamentação de limites pode levar a superestimativas ou subestimativas por parte dos órgãos ambientais na cobrança das compensações (FIORI, 2006).

Indubitavelmente, a compensação ambiental, ao invés de funcionar como instrumento de conciliação entre as partes, tem acirrado os conflitos entre os atores envolvidos, muitas vezes, justamente por causa dos erros cometidos pelos órgãos licenciadores.

Também ocorrem problemas quando o órgão que define o valor da compensação (Ibama ou órgão ambiental estadual correspondente) é o mesmo que irá se beneficiar desta. Na opinião de Geluda e Young (2004), um sistema mais eficiente teria que ter essas duas etapas - estabelecimento e destinação da compensação - vinculadas a diferentes órgãos, com controle social sobre o processo. O problema aqui recai na burocratização do processo de gestão e perda de autonomia do próprio Ibama e afins.

Assim, foi criado o Projeto de Lei no 266/2007 (COMISSÃO DE MEIO AMBIENTE E DESENVOLVIMENTO SUSTENTÁVEL, 2007), ainda não regulamentado, que faz uma série de complementações ao SNUC, na intenção de melhor definir os processos que envolvem as compensações por danos ambientais. Segundo ele:

As necessidades de regulamentação de metodologia para quantificar os impactos negativos não mitigáveis, de imposição de limite a ser aplicado de compensação ambiental e de aperfeiçoamento da Lei do SNUC, mediante a inserção de alguns conceitos básicos utilizados na identificação, cálculo e aplicação dos recursos, há tempos vem sendo manifestadas como essenciais por diferentes setores produtivos do país. (COMISSÃO DE MEIO AMBIENTE E DESENVOLVIMENTO SUSTENTÁVEL, 2007, p. 3).

A ausência de metodologia para quantificar os impactos negativos não mitigáveis e a falta de limite a ser aplicado na compensação ambiental, onera e inviabiliza em muitos casos o empreendimento, pois deixa ao arbítrio do administrador público a definição do valor a ser cobrado para a implantação de Unidades de Conservação (COMISSÃO DE MEIO AMBIENTE E DESENVOLVIMENTO SUSTENTÁVEL, 2007).

O pagamento feito por empreendimentos que causem danos significativos ao meio ambiente é um instrumento baseado no princípio do “poluidor-pagador”. Contudo, como colocam Geluda e Young (2005), pode-se pensar que, depois da cobrança, os recursos são obrigatoriamente destinados para Unidades de Conservação, como forma de compensar os impactos negativos não mitigáveis. Sendo assim, seria um pagamento para manter os bens e os serviços gerais prestados em áreas protegidas como forma de compensar os bens e serviços ambientais degradados pelo empreendimento. Sob essa perspectiva, devido à vinculação feita, pode-se pensar a compensação como uma soma dos princípios do “poluidor pagador” e do “provedor-recebedor” e encará-la como um pagamento por serviços ambientais.

Além dessas críticas específicas às compensações por danos ambientais, de forma geral, a burocracia governamental tem sido um grande empecilho na consolidação de um sistema de Unidades de Conservação eficiente, embora as alternativas propostas pela Lei no 9985/2000 representem um grande avanço ao apontar para caminhos que resultem na diminuição da ineficiência estatal (QUEIROZ; SILVA, 2004).

Outro fator que dificulta a efetivação eficiente do SNUC está na insuficiência de recursos humanos disponíveis, tanto em número quanto em qualificação, o que compromete a sua adequada gestão (QUEIROZ; SILVA, 2004).

Por fim, vale ressaltar que a ausência de recursos financeiros para a regularização fundiária das áreas de Unidades de Conservação, conforme previsto em lei, é apontada também como um dos fatores que contribui para uma gestão ineficiente (QUEIROZ; SILVA, 2004).

Caso 12
REDD
Brasil

Nome do caso: Redução das Emissões do Desmatamento e da Degradação –(REDD)

País: Brasil

Localização: Estado do Mato Grosso

Tipo de serviço ambiental remunerado: Desmatamento evitado (manutenção de serviços ambientais já existentes).

Beneficiários: Proprietários rurais em áreas de predomínio de bioma amazônico.

Histórico e objetivos: Como resultado dos altos índices de desmatamento da Amazônia brasileira, um grupo de nove organizações da sociedade civil lançou, em outubro de 2007, o Pacto Nacional pela Valorização da Floresta e pelo Fim do Desmatamento na Amazônia. Com base no desmatamento verificado no ano-base 2005/2006, em torno de 14 mil quilômetros quadrados, o pacto estabelece metas anuais de redução do desmatamento, de forma que no ano de 2013 não ocorram novos desmatamentos na região.

A área original de floresta amazônica, no Estado do Mato Grosso, é de 527 mil quilômetros quadrados. Até meados de 2006, aproximadamente 172 mil quilômetros quadrados haviam sido desmatados - o que representa 33% da área de floresta nativa (MICOL et al., 2008) -, principalmente, para o plantio de soja e a exploração pecuária. Entre os anos 2000 e 2006, o estado foi responsável por desmatamentos que oscilaram entre 31% e 43% do desmatamento total da Amazônia (Figura 7). Os desmatamentos no Mato Grosso geraram, em um período de 10 anos (1997-2006), de acordo com cálculos de Micol et al. (2008), baseados em dados da Secretaria Estadual de Meio Ambiente do Mato Grosso (SEMA), a emissão de cerca de 1 bilhão de toneladas de carbono, o que corresponde a 100 milhões de toneladas ao ano ou 370 milhões de toneladas de CO2 anuais.

Figura 7. Desmatamento por Estado na Amazônia Brasileira de 1999 a 2006 (hectares).

Fonte: Micol et al. (2008), baseado em dados do PRODES/INPE.

Considerando que o cumprimento das metas propostas pelo Pacto implicará em um importante custo econômico, e que o Mato Grosso é, possivelmente, o estado que maior esforço terá que fazer para reduzir o desmatamento, Micol et al. (2008) propõem o desenvolvimento de um instrumento de pagamento por serviços ambientais que remunere os proprietários de terra no estado pela mudança do uso do solo e a consequente redução dos desmatamentos.

O desmatamento da Amazônia é a principal fonte de emissão de gases de efeito estufa no Brasil, respondendo por 75% das emissões do país, o que nos posiciona entre os seis países que mais emitem gases de efeito estufa no planeta. Com isso, os autores sugerem que os recursos necessários para a implantação do esquema de PSA proposto podem vir do mercado internacional de carbono, dado que ao deixar de desmatar a floresta, o carbono não será lançado na atmosfera e gerará amenização dos efeitos esperados da mudança climática. Ainda que o Protocolo de Kyoto não contemple o desmatamento evitado para a geração de créditos de carbono, os autores do estudo ressaltam que já existem recursos sendo investidos no mercado voluntário, assim como no próximo período de negociações, pós-2012, quando terminam os compromissos acordados em Kyoto, e espera-se que o desmatamento evitado seja reconhecido como gerador de benefícios para a mitigação dos efeitos do clima.

O primeiro ponto da proposta do REDD é o estabelecimento da linha de base. Segundo Micol et al. (2008, p. 28) “a linha de base é necessária para separar o efeito do pagamento do efeito dos outros fatores que possam influenciar o desmatamento”. A linha de base é a definição, de forma clara e transparente, da situação atual para que se possam identificar as alterações que ocorrem com a implementação do mecanismo. Esse ponto é relevante porque no mercado de carbono as transações são efetuadas para as ações que criem adicionalidade, isto é, para as ações que efetivamente contribuam para a mitigação do aquecimento global e que não ocorreriam na ausência das transações (Figura 8).

Figura 8. Linhas de base e adicionalidade.

Fonte: adaptado de Micol et al. (2008)

Para a definição da linha de base, propõe-se a utilização de dois grandes componentes: a quantidade de carbono emitida pelos desmatamentos e a dinâmica do desmatamento. A quantidade de carbono emitida depende da quantidade de carbono em estoque na floresta, que depende, em última instância, da fisionomia vegetal e da atividade que se realiza após a derrubada da floresta. A dinâmica de desmatamento é importante para calcular a quantidade de carbono armazenada que está sendo emitida e para estimar a quantidade que ainda será emitida nos anos vindouros.

Para a definição da linha de base, os autores fizeram estimativas baseadas em estudos existentes, sobretudo em Saatchi et al. (2007) para o estado do Mato Grosso como um todo – incluindo também áreas de cerrado –, ou seja, a queima de um hectare de floresta emitiria para a atmosfera entre 40 e 130 toneladas de carbono, a depender da localização geográfica da área, para tanto, utilizaram-se as zonas definidas pelo Zoneamento Socioeconômico Ecológico do Mato Grosso – ZSEE (ver Figura 9). As projeções de desmatamento futuro foram realizadas com base na média de desmatamento verificado nos últimos 10 anos (período 1997–2006), sendo espacializadas também de acordo com o ZSEE, de tal maneira que às áreas com maior desmatamento histórico também foram atribuídas maiores taxas de desmatamentos futuros.

Figura 9. Estoque de carbono florestal acima do solo por zonas do ZSEE-MT.

Fonte: Micol et al. (2008), baseados em estimativa realizada pelo ICV, com base em Saatchi et al. (2007).

Com as suposições, os autores chegaram a um valor total de emissões de carbono, em decorrência do desmatamento, de 937 milhões de toneladas nos próximos 10 anos (o que equivale a 94 milhões de toneladas por ano), caso sejam seguidos os padrões atuais de uso da terra no Estado do Mato Grosso. Assim, essa seria a linha de base do carbono no estado, e qualquer redução nas emissões com relação ao número estimado poderia ser recompensada via captação de recursos no mercado internacional de carbono.

As reduções nos desmatamentos teriam de ser levadas a cabo nas áreas privadas, e para monitorar o cumprimento das metas pelos proprietários que aderirem à proposta, os autores do estudo propõem o fortalecimento e utilização do sistema de controle de desmatamento do estado, composto de quatro pilares: a) monitoramento por análise de imagens de satélite e coordenadas geográficas das propriedades; b) fiscalização, com planejamento e ações no campo, apoiadas por carta-imagem; c) responsabilização com ações civis, penais e administrativas para quem não cumprir com os compromissos; d) licenciamento das propriedades rurais. A Figura 10 demonstra graficamente o sistema de monitoramento e controle do desmatamento.

Figura 10. Componentes do sistema de monitoramento e controle do desmatamento.

Fonte: ICV e Imazon (2006 citados por MICOL et al., 2008).

O Estado do Mato Grosso e o Governo federal contam com importantes sistemas de monitoramento do desmatamento. No entanto, para servir de base para o REDD, “o mapeamento do desmatamento necessita de adequações metodológicas, novos desenvolvimentos e o uso de dados de sensoriamento remoto de mais alta resolução, além de ser efetivamente realizado anualmente” (MICOL et al., 2008, p. 56).

Conforme proposto pelos autores, as fiscalizações devem ser de responsabilidade compartilhada entre a Secretaria Estadual de Meio Ambiente (Sema) e o Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis (Ibama). Para eles, a estrutura e organização da Sema são insuficientes para assegurar a fiscalização efetiva necessária para o funcionamento do REDD. Além disso, a falta de articulação e complementaridade com as ações do Ibama é outro aspecto da carência de organização e estrutura da fiscalização.

A responsabilização legal dos infratores que fazem desmatamentos ilegais é considerada o ponto mais frágil dos quatro pilares que compõem o sistema de monitoramento. Menos de 1% do valor das multas aplicadas até o momento foi pago, processos na área civil praticamente inexistem e poucos são os casos levados à esfera penal. Por fim, o licenciamento das propriedades, já em andamento no estado por meio do Sistema Integrado de Monitoramento e Licenciamento Ambiental (SIMLAM), ocorre em ritmo e quantidade insuficientes para o propósito da proposta do REDD.

Com o objetivo de maximizar os benefícios da aplicação do REDD, os autores propõem uma priorização de áreas para a aplicação do instrumento. Para tanto, cálculos foram realizados tendo como base a probabilidade de desmatamento, o tamanho do remanescente florestal, o estoque de carbono, o valor do carbono no mercado internacional e o custo de oportunidade da conservação. O valor do carbono é único e se aplica igualmente a todas as zonas definidas pelo ZSEE do Mato Grosso. Portanto, a priorização é realizada em função do estoque total de carbono, dado pela área do remanescente multiplicada pela quantidade de carbono presente em um hectare, e pelo custo de oportunidade, equivalente à renda que um produtor poderia obter na área que será mantida como floresta. Para os cálculos, os autores usaram como proxy para o custo de oportunidade, o valor da terra com floresta nativa que, em teoria, é maior quanto maior for a expectativa de lucro nesta terra. Pode-se pensar de forma inversa, e o custo de oportunidade equivale à renda que o proprietário da terra deixará de ter na medida em que não poderá vendê-la para usos agropecuários. Assim, quanto maior o estoque total de carbono e menor o custo de oportunidade, maior o benefício monetário que os gestores do REDD obtêm, o que, consequentemente, torna essas áreas preferíveis para atuação.

Como ocorre o pagamento: Pela proposta das organizações não governamentais, os pagamentos devem ser, no mínimo, equivalentes aos custos de oportunidade da terra. No entanto, dado que existe uma grande diversidade de situações com relação ao cumprimento da legislação ambiental, especialmente no que se refere à existência de reserva legal, os autores sugerem que nas áreas das propriedades que excedam a exigência legal (áreas de floresta que superam os 80% da propriedade) seja pago o valor correspondente ao custo de oportunidade; nas áreas de floresta que se situem entre 50% e 80% da área da propriedade, propõe-se pagar 75% do custo de oportunidade; e nas áreas inferiores a 50% da propriedade, o pagamento deve ser de 35% do valor do custo de oportunidade. Suponha-se uma propriedade de mil hectares com integridade de cobertura vegetal nativa: pelo proposto, o proprietário deve receber 35% do custo de oportunidade aplicável a 50% da área (500 hectares), 75% do custo de oportunidade aplicável a 300 hectares (área entre 50% e 80% da propriedade) e 100% do custo de oportunidade em 200 hectares referentes à área da propriedade onde efetivamente poderia desenvolver atividades produtivas que causem desmatamento. Portanto, uma propriedade de mil hectares, cuja rentabilidade total seria de X caso houvesse desmatamento total, receberia 67,5% de X no caso de manutenção integral da floresta na sua área.

O estudo prevê o estabelecimento de contratos de 5 anos, renováveis por mais 5, para os proprietários que aderirem ao mecanismo. O pagamento deve ser realizado anualmente após a verificação do cumprimento dos acordos, seja a manutenção da floresta ou o cumprimento de um termo de ajustamento de conduta.

A gestão do mecanismo é pensada para ser levada a cabo por um conselho gestor com participação paritária do setor público, da sociedade civil organizada e do setor agropecuário privado (proprietários e outros envolvidos). É proposta também a criação de um fundo, gerido pelo conselho gestor supracitado, para administração dos recursos financeiros. A Figura 11 representa graficamente o modelo de gestão proposto.

Figura 11. Modelo de gestão do PSA.

Fonte: Micol et al. (2008).

Pontos relevantes: Diferentemente dos outros casos analisados no presente trabalho, o mecanismo de Redução das Emissões do Desmatamento e da Degradação (REDD) está ainda em fase de desenvolvimento. Assim, enquanto os demais instrumentos analisados já tiveram a oportunidade de verificar na prática seus pontos fortes e fracos, tendo a possibilidade de readequação, o mecanismo de REDD proposto carece de evidências empíricas. Por esse motivo, não existem informações sobre o mecanismo além do documento que desenvolve e propõe o mesmo. As observações que se fazem aqui, portanto, não necessariamente representam falhas no mecanismo desenhado, mas apontam para alguns aspectos que deveriam ser refletidos no momento de sua implantação, que não estão totalmente claros na proposta.

No documento que propõe o mecanismo de pagamento por serviços ambientais no contexto do REDD, os autores alegam que o mesmo é financeiramente sustentável, já que ao evitar o desmatamento, também se evita a emissão de carbono, o que poderia gerar recursos no mercado internacional de carbono. Para se chegar a tal conclusão, os autores definiram a linha de base em função do desmatamento histórico dos últimos 10 anos e estimaram uma redução de 75% no desmatamento com essa própria linha de base. Assim, os 75% da área que deixassem de ser desmatados representariam a área potencial para receber pagamentos pelo carbono evitado, de modo a gerar recursos suficientes para efetuar o pagamento (na forma de ressarcimento dos custos de oportunidade) aos proprietários rurais e arcar com os custos de transação e gastos de monitoramento. Com esse modo de arrecadação, os proponentes do REDD estimam que ainda haja superávit no fundo proposto.

Ao mesmo tempo, os autores afirmam que os mecanismos de comando e controle não têm sido eficientes no estado do Mato Grosso, e que a reserva legal não tem funcionado para o propósito de conservação da floresta. Pelos motivos acima, propõe-se a utilização de instrumentos econômicos, especificamente, o desenvolvimento de um modelo de pagamento por serviços ambientais. No entanto, para que o desmatamento se reduza em 75%, é fundamental o bom funcionamento dos instrumentos de comando e controle no estado. A geração de recursos para o monitoramento e fiscalização e o pagamento aos proprietários pelos custos de oportunidade não garantem que a redução do desmatamento ocorra na magnitude estimada. Ao que tudo indica, a falta de fiscalização e monitoramento atuais não se devem, exclusivamente, à falta de recursos financeiro. Nesse contexto, é pouco crível que ocorra redução de 75% no desmatamento atual do estado nos próximos anos.

Todavia, ao se estimar a linha de base em função dos desmatamentos históricos, as áreas mais desmatadas são aquelas que apresentam os maiores potenciais de geração de renda no mercado de carbono, fato que pode gerar grandes desincentivos aos proprietários que conservam áreas florestais. As desigualdades e as desmotivações podem ser minimizadas ao se calcular a linha de base para o total do estado e, posteriormente, aplicá-la de forma regional. Esse é um ponto obscuro da proposta, embora seja apresentado um mapa regionalizado da linha de base (Figura 12).

Figura 12. Linha de base de taxa de desmatamento por zona ZSEE-MT 2006/07 - 2015/16.

Fonte: Micol et al. (2008).

Outra questão falha diz respeito ao estoque de carbono de cada região. No cálculo do desmatamento evitado e da adicionalidade gerada, utilizou-se o desmatamento histórico, com projeção das taxas encontradas a partir da média dos últimos 10 anos. No entanto, a projeção não pode ser realizada indefinidamente, já que, no limite, o estoque total de carbono tende a zero.

No cenário estimado, o estoque total de carbono foi utilizado na definição de áreas prioritárias para aplicação do mecanismo, sendo as áreas que sofreram desmatamentos mais amenos justamente aquelas que possuem maiores estoques de carbono ou aquelas que correm maiores riscos de desmatamento, o que não é necessariamente verdadeiro, já que fragmentos florestais cercados de atividades antrópicas podem sofrer fortes pressões. No entanto, o estoque total de carbono não foi utilizado para o cálculo da adicionalidade e, evidentemente, isso deve ser feito. Conforme pode ser observado nas Figuras 13 a 15, as áreas que apresentam maior potencial para captação de recursos no mercado de carbono alternativo de desmatamento evitado, isto é, as que geram maior adicionalidade, são as que assistiram a um desmatamento acentuado nos últimos 10 anos, mas que ainda mantêm elevado estoque de carbono. Das figuras apresentadas, nota-se a importância do estoque total de carbono para a estimativa da adicionalidade e das projeções de receita financeira, especialmente na Figura 13.

Figura 13. Linha de base e adicionalidade.

Fonte: Micol et al. (2008).

Figura 14. Linha de base e adicionalidade.

Fonte: Micol et al. (2008).

Figura 15. Linha de base e adicionalidade.

Fonte: Micol et al. (2008).

O estudo de Micol et al. (2008) menciona que o objetivo do PSA não é de substituir as atividades produtivas, mas incentivar práticas conservacionistas nessas atividades. No entanto, ainda que mencione, de forma muito clara, sobre a necessidade de melhorias nas práticas agropecuárias do estado, o estudo não condiciona o pagamento às mudanças de comportamento de uso da terra. O pagamento está vinculado, estritamente, à conservação da floresta.

Também com referência ao PSA, o estudo afirma que a linha de base é necessária para separar o efeito do pagamento de outros fatores que possam influenciar o desmatamento. Ainda que a preocupação seja pertinente em relação ao mercado de carbono e, principalmente, para ser elegível na captação de recursos, isso não é necessariamente correto para os esquemas de pagamentos por serviços ambientais. Nos modelos propostos, o que se procura é a manutenção da provisão de determinado serviço, assim, pode ser mais importante a manutenção do fluxo de provisão do serviço ambiental do que a melhoria com relação a uma linha de base. De fato, a proposta apresentada se assemelha apenas parcialmente a um modelo de pagamentos por serviços ambientais, já que os demais serviços da floresta, como a biodiversidade, por exemplo, não são levados em consideração nem mesmo na definição de áreas prioritárias. Trata-se de um caso claro de restrita venda de créditos de carbono, e não de pagamento por serviços ambientais.

Outra questão que gera questionamentos diz respeito ao pagamento com relação à área conservada de cada propriedade. Conforme mencionado ao longo da descrição do presente caso, propõe-se o pagamento proporcional à área conservada – 100% do custo de oportunidade em 20% da área (faixa com mais de 80% da propriedade com reserva legal), 75% do custo de oportunidade em 30% da área (faixa entre 50% e 80% da propriedade com reserva legal) e 35% do custo de oportunidade em 50% da área (faixa com menos de 50% da propriedade com reserva legal). Assim, o incentivo que o proprietário receberia relativo à área desmatada ilegalmente de sua propriedade é inferior à receita que ele obtém na própria área. Se, por um lado, isso faz sentido para que não se configure uma situação em que se paga aos proprietários para cumprir a lei, por outro lado, deixa dúvidas quanto ao interesse dos proprietários em entrar na legalidade. Na falta de forte presença do Estado, os proprietários não terão estímulos para conservar a floresta e receber menos do que recebem com atividades agropecuárias. Num cenário oposto, os proprietários teriam que cumprir a lei independentemente de incentivos econômicos. Em suma, de acordo com essa racionalidade, pode-se questionar a eficácia do mecanismo proposto.

Mais um ponto deixa dúvidas: a proposta aponta um potencial de arrecadação no mercado internacional de carbono superior aos custos de oportunidade dos proprietários da região. Mas por que os proprietários aceitariam receber um valor pelo carbono de suas florestas inferior ao valor de mercado? Além disso, com contratos de 5 ou 10 anos, não se garante a permanência das áreas florestais, o que pode não se configurar como um incentivo suficientemente forte para promover a clamada mudança nos padrões de uso da terra.

Caso 13
Lei Chico Mendes
Brasil

Nome do caso: Lei Chico Mendes

País: Brasil

Localização: Estado do Acre

Tipo de serviço ambiental remunerado: Preservação das florestas, redução do desmatamento, preservação da biodiversidade.

Beneficiários: Seringueiros, extrativistas florestais e populações tradicionais em geral que vivem em áreas florestais de seringais ou que migraram desses seringais para meios urbanos (dentro de uma estratégia de estimular o retorno dos emigrados aos seringais).

Histórico e objetivos: A Lei Estadual Chico Mendes (Lei nº 1.277) foi criada em 1999, no Estado do Acre, durante o mandato do então governador Jorge Viana. A partir dela se instituiu o programa de subsídio estadual para a extração de borracha, com os objetivos de a) melhorar o padrão de vida dos seringueiros por meio de complementação da renda; b) apoiar o retorno de seringueiros que haviam abandonado a atividade e migrado para os centros urbanos; e c) reduzir o custo dos serviços públicos dos meios urbanos oferecidos aos emigrados dos seringais, já que passa a ser menos oneroso ao orçamento estadual ofertar o subsídio a elevar substancialmente os gastos públicos com infraestrutura urbana). Assim, com a Lei Estadual Chico Mendes, o Governo do Acre objetiva melhorar não somente a renda familiar de mais de 6 mil famílias de seringueiros, mas também gerar 9 mil empregos diretos e ampliar a produção de borracha natural bruta (LEI..., 2008).

A criação do subsídio foi também uma resposta do governo estadual ao declínio da produção extrativista, resultante da extinção do subsídio federal no início do Governo Collor, em 1990, que provocou uma crise nas áreas extrativistas do Acre, ampliando a migração para os principais centros urbanos locais (FERREIRA, 2007). Ademais, segundo o Tribunal de Contas da União (BRASIL, 2003), o subsídio se justifica porque o custo de extração internacional é inferior ao custo nacional sem subsídio.

A Lei Estadual Chico Mendes é o cerne de um programa mais amplo denominado de Programa da Borracha, ou Programa de Desenvolvimento da Cadeia Produtiva da Borracha, desenvolvido pela Secretaria Executiva de Floresta e Extrativismo (Sefe), e que tem por objetivo desenvolver alternativas econômicas compatíveis com a preservação ambiental e melhorar o bem-estar das populações tradicionais rurais. Além do subsídio, existem também programas produtivos e agroindustriais complementares.

Posteriormente, a Lei Estadual Chico Mendes foi reformada pela Lei nº 1.427, de 27 de dezembro de 2001, e passou a receber recursos do Programa Amazônia Solidária (programa sob responsabilidade do Ministério do Meio Ambiente), num total de R$ 6 milhões, entre 2000 a 2003 (SAMONEK, 2006). Assim, a implementação do Programa da Borracha teve um momento de uma parceria entre os governos federal e estadual. Contudo, o programa é autossustentável à medida que o aumento da extração do látex eleva a arrecadação estadual de ICMS (LEI..., 2008).

Com a Lei, espera-se que haja redução do desmatamento ao encorajar os seringueiros tanto a permanecerem na floresta e prevenirem a ocupação de fazendeiros ou criadores migrantes de gado, quanto a se concentrarem na borracha no lugar de expandirem suas atividades agrícolas (SILLS et al., 2006).

Como ocorre o pagamento: O subsídio criado pela Lei Estadual Chico Mendes é repassado aos seringueiros por meio de suas associações ou cooperativas. Portanto, para terem acesso ao subsídio, os seringueiros precisam ser organizados em associações, cooperativas ou centrais de comercialização, entidades que cumprem o papel de intermediário, repassando os recursos aos seringueiros de acordo com a participação individual de cada um na extração.

As organizações arrecadam pequenas quantidades de borracha de cada seringueiro, armazenam e depois revendem o estoque para as usinas (algumas cooperativas também atuam como beneficiadoras de borracha), mediante emissão de nota fiscal. Desse modo, as entidades populares fazem o controle individual das quantidades produzidas e dos valores recebidos por cada extrator, bem como o Governo controla a arrecadação de impostos (BRASIL, 2003). Já nas localidades onde não existem usinas, a venda é realizada pela Agência de Assistência Técnica e Garantia da Produção, órgão do governo estadual que garante a compra da borracha e se encarrega da sua comercialização.

O governo estadual, através da Sefe, cadastra as associações, cooperativas ou centrais de comercialização e fiscaliza o programa. Já o repasse dos recursos para as entidades credenciadas se dá por convênio firmado entre elas e o Banco da Amazônia.

Segundo os registros da Sefe, entre 1999 e 2002, o governo estadual subsidiou mais de 6,5 milhões de quilos de borracha, contemplando 6.750 seringueiros em 37 diferentes associações, a valor correspondente (na época) de R$ 0,40 por quilo. Baseando-nos em estimativas estaduais, o subsídio teria alcançado mais que um terço das famílias de seringueiros do Acre. O subsídio estadual gerou, em média, R$12,00 a R$20,00 por família ao mês (SILLS et al., 2006).

Atualmente, o subsídio é de R$ 0,70 por quilo de borracha in natura efetivamente comercializado. Somado ao preço médio de mercado, em torno de R$ 1,50, o seringueiro recebe a soma de R$ 2,20 por quilo do produto (FERREIRA, 2004).

Pontos relevantes: Gusmão (2005) expõe que o subsídio do governo estadual, instituído a partir da Lei Estadual Chico Mendes, ajudou na revitalização da atividade extrativista, fixou as famílias de seringueiros no campo e proporcionou a inclusão social e a conservação dos recursos naturais, apontando assim, a validade da aplicação de compensações por serviços ambientais. Ademais, houve diminuição de custos de serviços e infraestrutura no meio urbano.

Como ressalta a autora acima, em relação à distribuição de recursos e promoção de melhoria do bem-estar social, verificou-se o fortalecimento das organizações sociais, a melhoria na oferta dos serviços públicos e o reconhecimento nacional de um grupo de atores até então marginalizados pela sociedade em geral.

Um bom indicador da importância da Lei Estadual Chico Mendes é o número de famílias assistidas pelo programa. Em 1998, eram apenas 1.600 famílias envolvidas na extração da borracha, e em 2001, cerca de 4 mil famílias foram beneficiadas com o pagamento do serviço ambiental (GUSMÃO, 2005).

Gusmão (2005) verificou que cada família de seringueiro utiliza e conserva, em média, 300 hectares de floresta. Portanto, considerando o envolvimento de 4 mil famílias (estimativas do ano 2001), a área de floresta diretamente beneficiada é de cerca de 1,2 milhão de hectares (12 mil quilômetros quadrados). Assim, o subsídio, voltado a fomentar a atividade extrativista, tem de fato auxiliado na manutenção da biodiversidade e dos estoques de carbono. A autora conclui que o custo anual para manter um hectare de floresta sob manejo para produção de borracha é inferior a R$ 1,00, o que demonstra a boa relação custo-benefício do programa, principalmente se levarmos em conta a preservação viabilizada pelo mesmo.

Silva e Silva (2006), a partir de estudos empíricos, indicam que a implantação da política de subsídio estabelecida pela Lei Estadual Chico Mendes, a partir de 1999, resultou em aumento de 19,33% na extração estadual. O aumento da extração elevou em 45,12% a receita total da atividade e em 58,74% o excedente dos extratores. A conclusão da pesquisa é de que a política governamental atingiu o objetivo, já que houve um aumento considerável da extração e dos lucros do extrator.

Já para Cavalcanti (2002), o aumento da extração de borracha no Acre é resultado também, em primeiro plano, da política de subsídios ao preço da borracha, contudo, ressalta que, num segundo plano, isso decorreu da presença das associações e cooperativas, o que contribui em muito para o abastecimento dos seringueiros a preços de mercado. O mesmo autor, ao analisar a política de subsídios na Reserva Extrativista Chico Mendes, demonstra que a viabilização da borracha implica mudanças no interior da área, como o retorno do seringueiro à atividade extrativista e o incentivo à sua fixação no campo, a elevação da renda e da produção nas atividades de cultivo de alimentos e criação de animais. As mudanças positivas apresentadas reforçam a importância desse tipo de política que, mesmo de caráter pontual, conseguem dinamizar os elementos constitutivos da reserva, como proposta social e ambientalmente correta.

Caso 14
ICMS Ecológico
Brasil

Nome do caso: ICMS Ecológico

País: Brasil

Localização: Diversos estados do Brasil – Paraná (pioneiro), Rio Grande do Sul, Minas Gerais, São Paulo, Mato Grosso do Sul, Mato Grosso, Pernambuco, Amapá, Rondônia, Tocantins e outros estados em implantação

Tipo de serviço ambiental remunerado: Florestas protegidas e áreas de mananciais.

Beneficiários: Municípios com áreas protegidas e mananciais de abastecimento público.

Histórico e objetivos: O Imposto sobre Circulação de Mercadorias e Serviços (ICMS) é um imposto de competência estadual que incide sobre a circulação de mercadorias, prestação de serviços de transporte interestadual ou intermunicipal, comunicações e energia elétrica. O ICMS incide também sobre a entrada de mercadorias importadas e serviços prestados no exterior. O fato gerador do ICMS é a circulação de mercadorias, de forma que ao sair do estabelecimento do contribuinte, à exceção do transporte entre filiais, o tributo é cobrado, independentemente de haver sido realizada venda ou não.

O ICMS é a principal fonte de recursos financeiros dos estados, que têm liberdade para adotar regras próprias de cobrança e distribuição, sempre que respeitada a Constituição Federal e o Código Tributário Nacional.

A Constituição do Brasil, em seu artigo 158, inciso IV, estabelece que “vinte e cinco por cento do produto da arrecadação do imposto do Estado sobre operações relativas à circulação de mercadorias e sobre prestações de serviços de transporte interestadual e intermunicipal e de comunicação” (BRASIL, 1988) pertence aos municípios. A Constituição estabelece, ainda, que essas parcelas pertencentes aos municípios serão creditadas da seguinte forma:

Três quartos, no mínimo, na proporção do valor adicionado nas operações relativas à circulação de mercadorias e nas prestações de serviços, realizadas em seus territórios.

Até um quarto de acordo com o que dispuser a lei estadual ou, no caso dos territórios, lei federal.

Portanto, os estados têm autonomia para decidir como fazer a distribuição aos municípios de 25% dos recursos provenientes da arrecadação do ICMS.

Assim, em 1991, o Estado do Paraná promulgou a Lei Complementar no 59/91, que regulamenta o artigo 132 da Constituição do Estado, conhecida por ICMS Ecológico, que orienta a distribuição dos recursos oriundos do ICMS também por critérios ambientais. A lei paranaense do ICMS Ecológico determina que 5% da arrecadação do ICMS sejam destinados aos municípios que possuem Unidades de Conservação Ambiental (UC) ou diretamente influenciados por elas, e mananciais de abastecimento público. Do volume total que representam estes 5%, 50% serão distribuídos de acordo a existência de Unidades de Conservação e os outros 50%, com critérios relativos a mananciais, ou seja, 2,5% da arrecadação total do ICMS destinam-se para UCs e 2,5% para mananciais.

Após a promulgação da lei do ICMS Ecológico no Paraná, vários outros estados lhe seguiram na definição de critérios ecológicos para distribuição de parte dos recursos arrecadados por este imposto. Em 1993, o Estado de São Paulo criou o seu ICMS Ecológico, seguido por Minas Gerais, em 1995, Rondônia e Amapá, em 1996, Rio Grande do Sul, em 1998, Mato Grosso, Mato Grosso do Sul e Pernambuco, em 2001, e Tocantins, em 2002. Apesar de já contar com a lei, os Estados do Pernambuco, Tocantins e Amapá estão em fase de implementação ou regulamentação das normas. Além disso, o ICMS Ecológico está sendo debatido nas Assembleias Legislativas da Santa Catarina, Rio de Janeiro, Goiás, Bahia, Ceará e Pará (LOUREIRO, 2008).

Conforme mencionado, cada Estado define sua própria legislação sobre como distribuir 25% da parte que cabe aos municípios da arrecadação do ICMS. Iremos, a seguir, analisar o caso do Paraná, por ser o pioneiro na criação do ICMS Ecológico.

Como ocorre o pagamento: No caso do Paraná, quem administra os recursos do ICMS Ecológico referente às Unidades de Conservação é o Instituto Ambiental do Paraná (IAP); a Superintendência de Desenvolvimento de Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental (SUDERHSA) é responsável pela parte do ICMS Ecológico referente às áreas de mananciais.

No caso das Unidades de Conservação, para a definição do montante que será repassado para cada município, utiliza-se o Coeficiente de Conservação da Biodiversidade (CCB). O cálculo básico é composto pela razão entre a superfície da Unidade de Conservação e a superfície do município, corrigido por um parâmetro, o Fator de Conservação (FC), que insere uma variável qualitativa no cálculo. Não são todas as áreas conservadas que entram na contabilidade, mas somente as Unidades de Conservação (UCs) federais, estaduais e municipais, as Terras Indígenas (TI), as Reservas Particulares do Patrimônio Natural (RPPN), as Reservas Legais (RL) e as Áreas de Preservação Permanente (APP), desde que estejam no entorno das Unidades de Conservação de uso indireto, e os faxinais, desde que esteja previsto um procedimento especial para tal.

Portanto, o cálculo do benefício que o município receberá se baseia no tamanho da área de floresta, mas também leva em consideração o estado de conservação da mesma. O estado de conservação da área é avaliado em visitas de campo por técnicos do IAP.

Para definir as quantias distribuídas para cada município, divide-se o CCB de cada município pelo CCB total do estado - que consiste na soma dos CCBs de todos os municípios - e se aplicam os resultados encontrados da quantia relativa aos 2,5% do ICMS total arrecadado. O valor encontrado é adicionado ao montante total do ICMS devido ao município e repassado semanalmente (MAY et al., 2003).

No caso das áreas de mananciais, são beneficiados os municípios que:

abrigam em seu território parte ou o todo de bacias de mananciais superficiais para atendimento das sedes urbanas de municípios vizinhos, com áreas na seção de captação de até 1.500 km2, em utilização até a data da aprovação da Lei Complementar nº 59/91, bem como mananciais subterrâneos para atendimento das sedes urbanas de municípios vizinhos, em regime de aproveitamento normal. (PARANÁ, 2009).

Cada município contemplado tem seu índice ambiental financeiro calculado anualmente em função da área municipal dentro da bacia de captação e da quantidade e qualidade da água captada.

Os municípios que investem na qualidade ambiental do manancial têm seus índices financeiros aumentados em função da melhoria verificada na qualidade da água e das ações de conservação e melhoria ambiental implementadas nas bacias.

O procedimento de avaliação e acompanhamento das condições ambientais de cada manancial é realizado através de câmaras técnicas regionais com participação direta das prefeituras beneficiadas. (INSTITUTO DAS ÁGUAS DO PARANÁ, 2008).

Pontos relevantes: A criação do ICMS Ecológico, primeiramente no Estado do Paraná seguido de outros estados do Brasil, apresenta muito interesse por gerar incentivos aos municípios que respeitam determinadas condições ambientais, que variam com as legislações estaduais, além de se tratar possivelmente do primeiro instrumento econômico de gestão ambiental no país.

O principal motivo para a criação do ICMS Ecológico foi o de compensar os municípios que apresentavam altos custos de oportunidade em função da existência de Unidades de Conservação em seu território, que o impediam de utilizar essas áreas com atividades produtivas. Áreas de floresta, representadas pelas UCs, eram vistas, portanto, como entrave para o desenvolvimento. A criação do ICMS Ecológico permitiu que as áreas passassem a ser também geradoras de divisas para o município, e não apenas um custo adicional.

May et al. (2003) apontam que, desde a criação do ICMS Ecológico, houve um aumento importante na área de UCs no Paraná, e também em outros estados analisados. No entanto, os mesmos autores afirmam que parte do aumento se deve à regularização de áreas protegidas já existentes para que a mesma fosse contabilizada no momento do cálculo de repasse do ICMS Ecológico. De fato, é difícil isolar as variáveis que levam à criação de novas áreas protegidas ou identificar quanto cada variável influencia essa decisão. Contudo, ainda que o ICMS Ecológico possa não ser uma variável determinante é, certamente, um componente adicional que favorece a tomada de decisão nesse sentido.

Mesmo no caso em que o ICMS Ecológico seja muito importante para gerar incentivos à preservação, existem dois problemas principais que podem ser apontados no caso do Paraná e da maioria dos outros estados: o primeiro deles é que os recursos gerados pelo imposto não estão vinculados à manutenção e gestão das áreas protegidas nem a qualquer outro benefício ambiental, isto é, os recursos advindos do ICMS Ecológico entram no orçamento geral da prefeitura, que pode utilizá-lo para qualquer fim. Uma vez que o ICMS Ecológico é repassado juntamente com o resto do ICMS, não se sabe quanto cada UC gerou de recursos decorrentes dessa fonte. Com isso, ainda que possa representar estímulo para as prefeituras criarem áreas protegidas – o que realmente só ocorre na ausência de outras atividades produtivas potencialmente rentáveis – a inexistência de um vínculo com o “fator gerador” da receita não estimula as propriedades privadas a conservarem suas áreas. De qualquer forma, se a prefeitura estimula a criação de reservas particulares e oferece serviços em troca, pode gerar situações desconfortáveis como a ocorrida em Campo Mourão, município paranaense. A criação de Reservas Particulares do Patrimônio Natural (RPPN) por proprietários privados gerou ICMS Ecológico para o município e, em contrapartida, a prefeitura promoveu benfeitorias para seus proprietários, como a manutenção de estradas, por exemplo. Esta situação gerou grande desconforto no restante da população local que viu na atitude mais uma forma de benefício aos grandes produtores (MAY et al., 2003).

O segundo problema importante do ICMS Ecológico no Paraná é que o estado repassa aos municípios o valor fixo de 5% do total do ICMS arrecadado. Assim, por mais que se criem novas áreas protegidas, o montante total permanece o mesmo, variando, evidentemente, com a arrecadação do ICMS. Portanto, quanto mais áreas protegidas se criarem, menos divisas os municípios receberão proporcionalmente a essas áreas, logo, o incentivo pode ocorrer até certo limite, a partir do qual o montante total recebido em decorrência de áreas protegidas deixa de ser incentivador para a criação de novas áreas. Os municípios que têm áreas protegidas definidas por lei e são proibidos de implantar outras atividades econômicas terão um auxílio com os repasses do ICMS Ecológico, mas é pouco provável que tenham incentivos para a criação de novas áreas. Mudanças para corrigir o presente problema já estão sendo discutidas no Paraná (MAY et al., 2003).

Apesar dos problemas na aplicação da ferramenta, May et al. (2003, p. 307, tradução nossa) concluem que o “ICMS Ecológico é de fato o precursor de novas alianças entre os atores privados e públicos com fins de conservação”, o que por si representa um avanço para a conservação das florestas e um reconhecimento por sua importância.

Conclusões sobre os estudos de caso

Afora a enorme variação de entendimentos do que são os pagamentos por serviços ambientais (PSA) e da grande variedade de experiências classificadas como tal, esse instrumento econômico tem sido visto como muito promissor para o desenvolvimento sustentável e a conservação ambiental. No entanto, conforme as discussões realizadas e os exemplos descritos, existem diversas limitações para a utilização da ferramenta PSA que devem ser observadas.

De fato, as modalidades de pagamentos por serviços ambientais constituem instrumento econômico importante para o desenvolvimento sustentável e a conservação ambiental, mas não diferentemente de outros instrumentos existentes e, dado sua própria natureza, apresentam os problemas inerentes às ferramentas de mercado. Alega-se que o uso dos instrumentos econômicos de PSA diminuiria a necessidade de regulação e controle por parte do Estado, já que se os recursos naturais estiverem internalizados no mercado, a existência da concorrência seria suficiente ou eficiente na alocação dos recursos.

No entanto, conforme os Capítulos 1, 2 e 3 e os estudos de casos apresentados, os mercados não são eficientes (pois tendem à instabilidade) e as questões distributivas ou de assimetrias de forças entre as partes são muito presentes em negociações que envolvem recursos naturais. No mais, raramente existe conhecimento completo das situações que permitiriam tomar decisões racionais, premissa fundamental para que o mercado seja eficiente.

Existe uma incerteza constante na contabilidade dos serviços ambientais prestados; dessa maneira, Kosoy et al. (2007) enfocam os pagamentos por serviços ambientais de acordo com o Princípio de Precaução. Esse autor é ainda contrário à lógica de mercado, na medida em que as decisões sobre os trade-offs entre capital natural e capital produzido não se regulam exclusivamente por transações mercantis. Os autores supracitados alegam que os PSA deveriam ser vistos como ferramenta adicional na geração de recursos econômicos para o desenvolvimento sustentável e a conservação ambiental.

Estratégias de conservação que incluem as populações humanas costumam ser muito mais eficientes que aquelas que as excluem como, por exemplo, a ideia de wilderness (ambiente natural pouco modificado pela atividade humana). Nesse sentido, a agricultura familiar, as populações tradicionais e os povos indígenas apresentam importante papel a desempenhar na conservação da natureza, assim como o PSA pode se constituir como ferramenta de geração de renda e de força produtiva sustentável.

Wunder (2005) define a diferença entre os “projetos de desenvolvimento sustentável e de conservação ambiental com protagonismo de populações tradicionais” e os “convencionais esquemas de pagamentos por serviços ambientais” como a vaga diferença entre “ensinar a pescar” e “dar o peixe”. Segundo o autor, para “ensinar a pescar” são exigidos custos elevados, mas não necessariamente há estímulo para mudanças de comportamento. Ainda de acordo com o autor, seria muito mais barato “dar o peixe” (PSA), condicionado a mudanças de comportamento.

A afirmação acima está bastante equivocada, ao menos, por dois motivos. O primeiro é que, do ponto de vista das comunidades, ainda que “receber o peixe” possa ser mais confortável, elas ficarão reféns de uma situação sem nenhuma garantia de continuidade futura e perderão seu protagonismo social ou sua condição de agente. Ademais, isso nos remete às teorias do subdesenvolvimento da década de 1970, que demonstram claramente o círculo vicioso do não desenvolvimento das populações que mantém suas economias na extração de recursos primários sem agregar tecnologia, item fulcral para gerar um ciclo de desenvolvimento. Em segundo lugar, a afirmação somente reforça a divisão social do trabalho e a condição de pobreza de determinadas populações, cuja disposição a receber é relativamente baixa perante os demais setores produtivos da sociedade. Caso os proprietários de terras nas nascentes de uma bacia hidrográfica sejam grandes produtores rurais, a disposição a receber para mudar as atividades produtivas é muito mais alta, logo, um esquema de PSA jamais funcionaria a contento ou seria muito oneroso. Dessa forma, o tratamento dado à questão pelo autor ignora o potencial produtivo e os anseios de elevação de renda de setores produtivos excluídos dos processos de desenvolvimento rural.

Alega-se que os PSA seriam eficientes porque existe uma relação clara entre prestador de serviço (receptor) e usuário (pagador). Wunder (2005) aponta a necessidade de pelo menos um prestador do serviço e um comprador quando define os cinco pontos que uma experiência deve ter para se enquadrar como PSA. Também por esse motivo que, entre as quase 300 experiências catalogadas, o autor não encontrou nenhuma que se enquadrasse nas suas definições, pois dificilmente se encontram compradores e vendedores de forma clara e inequívoca para os serviços ambientais. O seu levantamento exploratório e de campo desautoriza seu próprio arcabouço teórico.

Conforme visto nos 14 casos analisados, em todas as experiências é necessária a existência de um ente regulador, isto é, um órgão intermediário entre os prestadores do serviço ambiental e o mercado consumidor. Isso evidencia que não existe um mercado tão amplo (espontâneo ou voluntário) de serviços ambientais. Os esquemas têm que ser desenhados e, posteriormente, implementados para que se criem opções de mercados.

A origem dos recursos financeiros para o pagamento por serviços ambientais é um ponto crucial para o desenho de políticas públicas de serviços ambientais. O ideal é que existam fontes de recursos constantes não condicionadas às conjunturas políticas, o que torna o PSA uma política de Estado.

Conforme se observou nos casos descritos, as experiências que até o momento obtiveram maior sucesso são as que envolvem a captura de carbono. Isso ocorre porque o mercado de carbono ganhou grandes proporções devido ao aquecimento global e ao Protocolo de Kyoto e, com isso, acabou se transformando em uma commodity. No entanto, as commodities são instrumentos de mercado e, como tal, sujeitas às imperfeições. Especificamente, o que determina os preços de commodities, em geral, e do mercado de créditos de carbono, em particular, é um misto de demanda de mercado consumidor internacional e especulação financeira. A princípio, a maior demanda por créditos de carbono deveria aumentar seu preço, enquanto a maior oferta o faria baixar. Isso poderia fazer algum sentido se os limites para lançamentos de CO2 fossem estabelecidos em função dos limites de absorção dos sumidouros existentes. Mas não é o que ocorre, sendo emitido muito mais CO2 atualmente do que o desejável dentro de uma racionalidade ambiental. Também há um problema distributivo presente em qualquer política de “poluidor-pagador” que, em última instância, confere maior direito a poluir aos mais capitalizados.

Outra crítica relativa à lógica de mercado é que, quando se trata de um bem produzido, uma demanda maior gera uma oferta maior. No caso de recursos naturais, porém, a demanda maior nem sempre permite uma oferta maior. Isso evidencia claramente a necessidade da definição de limites por agentes externos ao mercado.

A maioria das experiências com PSA foi criada onde claramente existem oferta e demanda para determinado recurso. Isso significa que o esquema se baseia na disposição a pagar e a receber dos agentes envolvidos, que em geral não são coincidentes. Voltemos ao caso dos créditos de carbono e ao exemplo do “peixe dado”, de Wunder (2005). Se, no limite, desenvolvem-se novas tecnologias e os problemas de aquecimento global diminuem, a disposição a pagar pelo sequestro de carbono também diminuirá. Isso, no entanto, não significa que os serviços ambientais não estejam mais sendo prestados. Se uma comunidade pautou seu desenvolvimento na venda de créditos de carbono, o mais provável que ocorra é que ela opte por alternativas mais rentáveis, incluindo o corte da madeira.

As experiências analisadas de PSA que não envolvem a venda de créditos de carbono estão associadas, em geral, ao uso da água ou à biodiversidade, ambas com relações ainda mais complexas. Nos casos dos recursos hídricos, em geral, existem conflitos associados ao uso da água. Ainda que não seja uma característica desejável, os conflitos podem gerar, de forma mais clara, ofertantes e demandantes para o serviço. Especificamente no uso da água, esquemas de PSA têm sido úteis para a negociação de conflitos, vide o caso do rio Los Negros (Caso 3).

No entanto, os casos que envolvem PSA e uso da água são mais difíceis em associar o pagamento ao serviço prestado. Existe grande desconhecimento com relação aos serviços prestados pelas florestas para a manutenção da qualidade e quantidade da água. Se a relação não está bem definida, torna-se complexo estimar o valor dos pagamentos e ainda mais difícil monitorar o serviço prestado.

Nos casos de projetos de biodiversidade, além da dificuldade em estipular o valor do serviço ambiental, não existem demandantes claros para o mesmo. No exemplo do Fonafifo (Caso 8), alega-se que a doação realizada pelo GEF é a título de conservação da biodiversidade do país, algo que pode ser interpretado como uma doação para a conservação de seus habitats, mas é no mínimo temerário chamar de repasse o pagamento pela conservação da biodiversidade, pois não há definição de um valor para tal.

O caso da biodiversidade é muito ilustrativo para demonstrar as falhas do mercado no que se refere à valoração de serviços ambientais. Se os valores a serem pagos forem determinados por dois agentes envolvidos em uma negociação, os mesmos serão definidos pelas disposições a pagar e a receber, dadas em função do conhecimento que os agentes tenham e das expectativas de uso atual e futuro que farão daquela biodiversidade. No entanto, imagine-se o caso em que na área do projeto se descubra uma espécie que carrega o princípio ativo para a cura do câncer ou da AIDS. Qual o valor que a biodiversidade terá? A BBC Brasil, no dia 3 de março de 2008, por exemplo, divulgou notícia sobre uma espécie de rã do ecossistema Pantanal que pode trazer a cura para a diabetes (BBC BRASIL, 2008b). Quanto passaria a valer o Pantanal? Uma simples valoração dos gastos públicos e privados com a diabete daria uma inferência superficial do valor da biodiversidade, mas em nada se assemelharia aos valores negociados por comunidades pantaneiras entretidas na definição de esquemas de PSA.

Desse modo, as ferramentas de PSA se baseiam, sobretudo, em valorações sujeitas aos valores de uso, e não somente aos valores de troca. No caso da biodiversidade, especificamente, em que a maior parte da riqueza não apresenta valor de uso, é muito difícil crer que um esquema de PSA baseado em valorações monetárias seja eficiente.

Pelas dificuldades e fragilidades dos métodos de valoração econômica dos recursos naturais e pelas falhas existentes no funcionamento do mercado, as experiências de PSA têm estipulado os valores pagos muito mais em função dos custos de oportunidade do que realmente por uma valoração dos serviços prestados. Kosoy et al. (2007) inferem que é mais fácil compensar comunidades em função do custo de oportunidade de adotar melhores práticas que pela proteção da floresta ou pelo reflorestamento. Os autores também apontam que uma análise custo-efetividade de alternativas de uso da terra promovida pelos esquemas de PSA é fundamental para o desenho de políticas públicas. Foi nesse princípio, por exemplo, que se apoiou a proposta brasileira de política pública do Proambiente. Portanto, o maior potencial dos esquemas de PSA, assim como da maioria dos instrumentos econômicos para a conservação, é o de influenciar a mudança de comportamentos.

Os instrumentos que são montados com pretensão de se transformar em uma fonte de renda permanente para comunidades são muitas vezes fracassados por diversas razões. A primeira é que é difícil uma fonte constante de recursos para os serviços ambientais. Outra razão é que, ainda que o PSA seja uma ferramenta interessante de promoção do desenvolvimento e da geração de renda, não se pode perder de vista que o objetivo principal da mesma é a manutenção de determinado recurso ou serviço ambiental, e para que isso ocorra, é necessária uma mudança nos padrões de produção e consumo da sociedade. Além de não ser fácil que essas mudanças aconteçam, elas implicam custos importantes nas fases de transição dos modelos. Logo, os PSA podem ser instrumentos fundamentais de capitalização que fomentem processos iniciais de transição de modelos produtivos.

Para a proteção dos serviços ambientais, no médio e longo prazos, é muito mais interessante o financiamento por um determinado número de anos, que promova a mudança nos padrões de produção e consumo, do que um financiamento ad eternum, que fortaleça os atuais padrões existentes, acentue os problemas distributivos e priorize a utilização de recursos financeiros para aqueles que tenham maior poder econômico.

É necessária muita criatividade para alcançar resultados na elaboração dos esquemas de PSA. Em primeiro lugar, é fundamental um conhecimento profundo da realidade socioeconômica, cultural, institucional e ambiental local. O desenho também deve incorporar lições aprendidas com outros casos experimentados.

Um fator de grande importância é a organização das instituições locais, ou seja, é necessário entender como são estabelecidas e aceitas pelas comunidades. A confiança nas instituições é importante para a credibilidade do esquema de PSA. Vejamos, por exemplo, os esquemas da Costa Rica (Caso 8) e do México (Caso 9). Ambos os casos guardam grande semelhança. No entanto, no segundo país, onde a coordenação do esquema é menor, o programa custa a decolar.

Também é importante que os esquemas sejam simples. Quanto mais elaborados, mais difícil é sua implementação e monitoramento, além de serem maiores, potencialmente, os custos de transação. O Proambiente (Caso 7), por exemplo, parece ser um dos casos que sofreu com a complexidade do esquema montado. Ao analisar a proposta do Proambiente, verifica-se que foi bem planejado e construído em processo participativo, com propostas de monitoramento e transferência de recursos muito interessantes, baseadas na ideia de mudanças de comportamentos mais do que em qualquer tipo de valoração econômica. No entanto, até hoje, o programa não alcançou as metas traçadas devido, entre outros motivos, à organização do funcionamento proposto.

Esquemas muito complexos geram custos de transações elevados, outro ponto que pode desestruturar os esquemas de PSA. Conforme visto nos exemplos mencionados, é muito comum os custos de gerenciamento e implantação dos programas serem bastante superiores aos montantes pagos às comunidades. Nesse caso, é questionável se o programa é efetivo. Se contribuir para a mudança de comportamentos, pode ser justificável, mas se for para manter o status quo de determinado tipo de atividade, será difícil bancar os altos custos por longo tempo.

Instrumentos econômicos, em geral, e pagamentos por serviços ambientais, em particular, são excelentes ferramentas para o manejo sustentável dos recursos naturais e para a conservação ambiental quando se domina muito bem seu potencial e suas limitações.

Pagamentos por serviços ambientais apresentam intrinsecamente a limitação contida no próprio nome e levam à polêmica na definição do que são os PSA e à variedade de experiências existentes que usam tal denominação. Por um lado, não se conhece à perfeição o que são os serviços ambientais e, por outro, não se sabe exatamente quanto se deve pagar.

Ainda que a literatura mencione à exaustão quais são os serviços ambientais, muitas vezes não se conhece quais são as variáveis que afetam a produção desse serviço. A relação entre ser humano e natureza é extremamente dinâmica e complexa, de forma que determinada população de espécie ou determinado serviço ambiental, na relação com o ser humano ou sem ele, encontra-se sob a influência de uma infinidade de variáveis que se afetam mutuamente. A variação em uma delas pode gerar alteração nas outras de forma absolutamente imprevisível, mesmo que algumas sejam cientificamente validadas.

A resiliência dos ecossistemas é um conceito bastante estudado na Ecologia. Em linhas gerais, a resiliência indica a quantidade de impactos externo que um determinado sistema dinâmico pode sofrer e absorver sem mudar o seu estado de equilíbrio. Existe um ponto em que o sistema perde sua resiliência, consequentemente, sua capacidade de absorver os impactos, o que o faz mudar para outro estado de equilíbrio dinâmico. Como mensurá-lo é uma tarefa difícil, pois muitas vezes não existe validação científica. Neste caso, deve ser aplicado o Princípio de Precaução.

Com relação ao pagamento, visto que a valoração monetária dos recursos naturais implica em questões éticas, valores de uso e alta complexidade (ex.: falta de informações, problemas distributivos, diferenças culturais ou mesmo desconhecimento acerca do funcionamento dos ecossistemas, entre outros), o pagamento definido não se refere necessariamente à produção de um serviço ambiental ou à manutenção de uma espécie, mas a um conjunto de variáveis sociais, econômicas, culturais e ambientais construídas socialmente.

Conhecidas as limitações, os instrumentos econômicos podem ser boas ferramentas para o manejo dos recursos naturais. Ao se aplicar o Princípio de Precaução, pode-se superar, em parte, a lacuna de conhecimento das interações ecossistêmicas, sem se perder de vista que o pagamento refletirá apenas uma parcela pequena do valor total dos serviços ambientais. O pagamento não necessariamente se deve à valoração dos recursos naturais, mas sim de uma determinada forma de vida ou atividade econômica10. Portanto, o pagamento por serviços ambientais pode ser um bom instrumento econômico para estimular práticas produtivas sustentáveis, geração de renda para comunidades rurais e conservação ambiental.

Por fim, faz-se necessário diferenciar projetos e políticas públicas de serviços ambientais. Resgatando os achados de economia do meio ambiente, do Capítulo 3, e os estudos de casos, apresentados no Capítulo 7, sem querer definir os últimos de forma absoluta (pois uma experiência de serviços ambientais pode conter elementos de ambas as linhas de pensamento econômico), os projetos de serviços ambientais se alinham mais à Economia Ambiental e as políticas públicas, à Economia Ecológica.

Um projeto se caracteriza, de maneira geral, por 1) não conter fontes financeiras fixas, mas apenas doações de entes privados ou agências de cooperação com contrapartidas públicas; 2) não prever regulação governamental; 3) não deter vínculo com políticas públicas; 3) operar por mecanismos de mercado; 4) estabelecer relação somente entre entes privados; 5) ter intermediação pelo terceiro setor ou acordos diretos entre partes privadas; 6) estipular o pagamento de serviços ambientais a partir da valoração dos recursos naturais, com conflito entre valor de uso e valor de troca; 7) assumir PSA somente como renda e não como força produtiva atrelada a um instrumento econômico de desenvolvimento, como crédito rural; e 8) apresentar resultados temporários.

Já uma política pública se define, de modo geral, por 1) conter fontes financeiras fixas, como políticas redistributivas e reguladoras associadas; 2) prever regulação governamental; 3) deter vínculo com outras políticas públicas; 4) operar por outros mecanismos reguladores públicos, como ciência e tecnologia e normalização de processos para certificação; 5) estabelecer relação entre entes privados e esfera pública; 6) ter intermediação governamental com participação estratégica do terceiro setor; 7) estipular o pagamento de serviços ambientais a partir de variáveis construídas socialmente, com metas no curto e longo prazos; 8) assumir PSA como força produtiva, atrelada a um instrumento econômico de desenvolvimento; e 9) apresentar resultados permanentes.

Portanto, dentre as experiências apresentadas que mais se assemelham a projetos e seguem mais de perto as diretrizes conceituais da Economia Ambiental, estão os estudos de caso: Campfire (Caso 1); Bacia do Rio La Vieja (Caso 2); Rio Los Negros (Caso 3); Profafor (Caso 5); Scolel Te (Caso 6); e REDD (Caso 12). E aparecem com maior potencial de consolidação como políticas públicas que se atrelam aos conceitos da Economia Ecológica, os estudos de caso: Pimampiro (Caso 4); Proambiente (Caso 7); Fonafifo (Caso 8); PSAH (Caso 9); Bolsa Floresta (Caso 10); SNUC (Caso 11); Lei Chico Mendes (Caso 13); e ICMS Ecológico (Caso 14).

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Notas

[ Prefácio | Capítulo 1 | Capítulo 2 | Capítulo 3 | Capítulo 4 | Capítulo 5 | Capítulo 6 | Capítulo 7 ]

Prefácio

1 Este livro é uma versão derivada do texto Parte I – Economia do meio ambiente e serviços ambientais no contexto de populações tradicionais e povos indígenas da série Documentos ISA 10 – É pagando que se preserva? Subsídios para políticas de compensação por serviços ambientais.

Capítulo 1

1 É importante ressaltar que este capítulo e o Capítulo 2 limitam-se a abordar os “bens e serviços transacionáveis em mercados”, não entrando ainda nas particularidades dos “bens e serviços não transacionáveis em mercado”, como os bens públicos (por exemplo, recursos naturais) e os serviços ambientais (por exemplo, funções ecossistêmicas). Isso tem um sentido didático para compreensão do Capítulo 3, pois nele ficará claro que a corrente de pensamento econômico neoclássico da economia ambiental, na sua essência, tenta transformar “bens e serviços não transacionáveis em mercado” em “bens e serviços transacionáveis em mercado”, e para isso, o Estado tem de atribuir valor, como se o problema ambiental simplesmente se limitasse ao problema de valoração. Essa abordagem é questionada pela economia ecológica, que propõe estratégias nacionais de desenvolvimento balizado no conhecimento do patrimônio ambiental de cada nação.

2 Ceteris paribus é uma expressão do latim que pode ser traduzida por “tudo o mais é constante” ou por “mantidas inalteradas todas as demais variáveis”; a condição ceteris paribus é usada na economia para fazer uma análise da influência de um fator sobre outro, sem que as demais variáveis sofram alterações.

3 Esse conceito ficará mais evidente adiante, no Capítulo 3. As bases teóricas da economia ambiental, sobretudo no caso do funcionamento do Mecanismo de desenvolvimento limpo (MDL) para atividades florestais, previsto no Protocolo de Quioto, levam à formação de curvas de ofertas de créditos de carbono com formato previamente definido, por meio de ações especulativas do mercado financeiro que ignoram os custos de transação embutidos no dia a dia de uma propriedade rural (seja qual for o tamanho dela).

4 Atomismo de mercado, no jargão econômico, significa mercado com grande número de concorrentes.

5 Novamente aparece uma base teórica, a ser criticada posteriormente, que corrobora a lógica de mercado da economia ambiental de valoração especulativa dos serviços ambientais, sem a devida observância das incertezas, ao longo do tempo, a que estarão sujeitos os executores de projetos.

6 Não sendo os preços (e os lucros) uma mera “consequência” do mercado.

7 Aqui são muito bem-vindas as observações de Fontenele (1995), que, indiretamente, sugere a necessidade da ação pública, via políticas públicas, nos processos de desenvolvimento, sem deixar de criticar a abordagem neoclássica de “livre mercado” e “condições naturais de equilíbrio”. Esse tipo de abordagem crítica é relevante na base teórica da economia ecológica, que valoriza o papel planificador do Estado nos processos de desenvolvimento. Desse modo, qualquer iniciativa de desenvolvimento sustentável, com consequente prestação de serviços ambientais, que ignore o papel do Estado ou que lhe atribua papel meramente administrativo ou burocrático – como impõe o MDL, quando exige apenas a aprovação dos projetos pelos Estados Nacionais, sem determinar a vinculação dos projetos florestais e energéticos às políticas públicas nacionais – está fadada ao fracasso, no longo prazo, em termos socioambientais, sobretudo na questão distributiva.

8 Os últimos dois parágrafos, aparentemente, fogem dos objetivos deste estudo, porém, foram colocados para permitir o fechamento do capítulo, que adiante será dedicado aos processos de inovação. O presente estudo assume que mudanças em práticas produtivas que consideram a legislação ambiental também são processos inovadores e, por isso, não podem prescindir do papel atuante do Estado, que deve dispor de instrumentos econômicos inovadores a fim de garantir o cumprimento da legislação ambiental. Governança ambiental deve também ser considerada um estímulo à inovação.

9 Ainda que Joseph Schumpeter seja um entusiasta e Karl Marx um crítico do capitalismo.

10 Que são dispensáveis listar aqui, pois dependerão de variáveis caso a caso.

11 Ideia que seria refutada por um economista neoclássico.

12 A diferença entre produtos e processos é muito salutar na discussão socioambiental. Uma pauta é a certificação de produtos (por exemplo, alimentos orgânicos), que é algo concreto, absoluto, visível e, portanto, mais assimilável criticamente pelo grande público (consequentemente, mais atrativo politicamente); outra pauta, muito diferente e mais relevante para a questão socioambiental, é a certificação de processos (por exemplo, serviços ambientais), algo mais abstrato, menos visível e geralmente mais oneroso no custo de transação. Assim, a certificação de processos não somente é menos perceptível criticamente pelo grande público, como também pelo empreendedor, o que resulta em maiores dificuldades políticas de implantação.

13 A relevância da ação em conjunto para a questão de serviços ambientais será detalhada nos Capítulos 5 e 6, respectivamente, na observância dos laços comunitários formais e informais de confiança e no desenho de políticas públicas voltadas à agricultura familiar, às populações tradicionais e aos povos indígenas.

14 E o retorno do investimento socioambiental é muitas vezes economicamente incerto ou inviável.

15 Aqui está um exemplo bastante pertinente do que ocorreu com o Programa de Desenvolvimento Socioambiental da Produção Familiar Rural (Proambiente), que, de proposta inovadora e dinâmica advinda dos movimentos sociais, se tornou um programa de governo extremamente ineficiente e burocratizado, em que as ações gerenciais padrões (sobretudo de tomadas centralizadas de decisão) tomaram lugar da gestão descentralizada, democrática e paritária sociedade-governo enquanto projeto popular.

16 Aqui fica evidente o grande desafio inerente à consideração de projetos socioambientais bastante empíricos que ocorrem na realidade de agricultores familiares, populações tradicionais e povos indígenas, pois processos de padronização acabam se tornando barreira à entrada para realidades sociais diversas.

Capítulo 2

1 Mais-valia é diferença entre o valor produzido pelo trabalho e o salário pago ao trabalhador, base da exploração capitalista.

2 Em alguns países, o capital bancário e o capital industrial viriam a se fundir, posteriormente, conformando o capital financeiro.

3 Mesmo que os EUA e a Alemanha ultrapassassem a Inglaterra no processo de industrialização na última década do século 19, a Inglaterra continuava a ser o centro financeiro do mundo sob o regime do Padrão-Ouro.

4 Basicamente, para a Teoria Clássica do Emprego não há possibilidade de desemprego de recursos desde que haja flexibilidade dos preços dos fatores (ajuste de salário real). Assim, o desemprego é friccional (correspondente a ajustes de mercado) ou voluntário no marco da validade da Lei de Say (oferta gera demanda).

5 Enquanto a Segunda Guerra Mundial ainda se desenrolava, em julho de 1944, 730 delegados das 44 nações aliadas reuniram-se no Município de Bretton Woods, New Hampshire, EUA, para a Conferência Monetária e Financeira das Nações Unidas. Após ampla negociação, os delegados assinaram o Acordo de Bretton Woods, que definiu as regras para as relações comerciais e financeiras da economia internacional. O regime de Bretton Woods foi o primeiro e único exemplo, na história mundial, de uma ordem monetária totalmente negociada com o objetivo de governar as relações econômicas entre nações independentes.

6 Os investimentos públicos foram centrados principalmente em infraestrutura – energia, comunicação e transportes – numa estratégia de estímulo ao investimento privado de bens de consumo leve, como vestuários e alimentos, bens duráveis, como veículos automotores e eletrodomésticos, e bens de capital, como máquinas e equipamentos industriais.

7 O economista Milton Friedman (1912-2006) foi um dos mais destacados e influentes teóricos do liberalismo econômico e defensor do capitalismo de livre mercado.

8 Isso embute severos riscos e incertezas, por exemplo, aos empreendedores de países periféricos executores de projetos florestais atrelados ao Mecanismo de desenvolvimento limpo (MDL) do Protocolo de Quioto, pois os ganhos em créditos de carbono (com valores indexados ao ativo dólar) ficam desvinculados dos custos fixos de transação em moeda nacional.

9 O IPCA, índice mensal do Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE), desde 1980, oferece a variação dos preços no comércio para o público final.

10 Isso não quer dizer que todos os projetos desenvolvimentistas contemplam a questão ambiental dentro dos princípios da economia ecológica (aliás, isso ocorre na minoria das vezes), ao contrário, essa linha de pensamento econômico do meio ambiente considera os processos de desenvolvimento com inserção do patrimônio ambiental das nações.

11 A economia ambiental não considera os processos de desenvolvimento com qualidade ambiental e geração de empregos; ao priorizar processos de capitalização financeira, assume o meio ambiente meramente como commodity.

Capítulo 3

1 Agradecemos a revisão crítica e as sugestões da professora doutora Maria Alejandra Caporale Madi (IE/Unicamp).

2 Para a boa interpretação deste estudo, assume-se o termo “desenvolvimento econômico” como aquele que contempla o “crescimento econômico” e o “bem-estar social”, mas ainda não necessariamente aborda a questão ambiental. Considera-se o termo “crescimento econômico” como aquele que contempla somente as “questões econômicas” (por exemplo, o aumento do Produto interno bruto – PIB), mas que não obrigatoriamente considera as demandas socioambientais. Vale frisar que não é possível atingir o “desenvolvimento econômico” (de forma a contemplar ou não a “questão ambiental”) sem “crescimento econômico”, mas “crescimento econômico” sem “desenvolvimento econômico” é algo possível e comum; e o “bem-estar social” depende do “crescimento econômico” e da “distribuição de renda”, e, para a economia ecológica, do meio ambiente.

3 Adiante veremos que a economia ambiental trata o meio ambiente como mais um ativo, enquanto a economia ecológica, como um patrimônio nacional.

4 O Clube de Roma reúne-se regularmente para debater assuntos relacionados a política e economia internacional. Foi fundado em 1968 por um industrial e acadêmico italiano e um cientista escocês, e notabilzou-se em 1972, após a publicação do relatório Limites do Crescimento, que vendeu milhões de cópias em mais de 30 idiomas, tornando-se o livro sobre meio ambiente mais vendido da história. O livro lança dúvidas em relação à capacidade do meio ambiente de prover recursos naturais e suportar impactos ambientais que nosso atual padrão de desenvolvimento demanda.

5 Nos idiomas latinos, o termo “desenvolvimento sustentável” remete-se ao conceito de “capacidade de sustentação”, próprio da ciência ecológica, mas na língua inglesa, sustainable development não é, à primeira vista, tão diretamente relacionado com carrying capacity, portanto, depende da definição atribuída ao termo sustainability.

6 Não questionamos a abordagem do ativo terra como capital, pois ela o é no sentido econômico, no entanto, a economia ecológica a separa da classificação como capital, pois há outras implicações envolvidas além do capital, como a provisão de recursos naturais ao próprio processo produtivo da economia.

7 Sobretudo em países em desenvolvimento, com disparidades sociais, e que contenham contingentes de populações camponesas, tradicionais e/ou indígenas com modos de vida fora da lógica de mercado.

8 Essa visão está sempre implícita nos modelos neoclássicos, e pode estar nos modelos nacional-desenvolvimentistas, mas não necessariamente; como veremos, o último pode ser compatível com os pressupostos da economia ecológica.

9 A economia ecológica trata o terceiro quesito tanto para o caso de resíduos orgânicos quanto para inorgânicos, pois os primeiros também se apresentam como potenciais poluentes se forem descartados em excesso no meio ambiente, resultando em eutrofização artificial que supera a demanda bioquímica de oxigênio de determinado ambiente.

10 Uma política de substituição do petróleo pelo álcool é algo extremamente relevante para o desenvolvimento sustentável das nações, desde que observados critérios socioambientais e fundiários.

11 O processo de desenvolvimento sustentável ainda não encontrou substitutos para os metais (apesar de suas altas taxas de reaproveitamento), desafiando a lógica de inovação schumpteriana para o caso ambiental.

12 Vale a crítica ao Sistema Florestal Brasileiro (SFB), que não exige metodologias de manejo florestal cientificamente validadas.

13 Políticas de taxação de riqueza são tão relevantes quanto políticas de taxação de renda, para a questão de distribuição justa, mas algo totalmente abominado na lógica do Novo Consenso Macroeconômico. É só refletir: quantas vezes você já assistiu a um debate parlamentar sobre distribuição de renda? Provavelmente várias vezes. E quantas vezes você teve a oportunidade de acompanhar uma boa discussão política sobre distribuição de riqueza? Talvez pouquíssimas ou nenhuma! É só reparar no repúdio dos parlamentares ruralistas em debater reajustes no Imposto Territorial Rural (ITR) ou discutir novos índices de produtividade para efeito de classificação de “propriedades improdutivas” que balizam (entre outros critérios) a Política Nacional de Reforma Agrária, índices esses que se remetem ao longínquo ano de 1971, anteriormente à criação da Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária (Embrapa), criada em 1973, e apenas 6 anos após a implementação do Sistema Nacional de Crédito Rural (SNCR) (1965), responsável pela criação de demanda às grandes corporações de agroquímicos.

14 Termo sem tradução para o português, que significa “fluxo de recursos naturais do meio ambiente para a atividade econômica que retorna ao meio ambiente na forma de resíduo”.

15 Plantação de espécies arbóreas em área não originalmente composta por cobertura florestal nativa.

16 Dois hectares estariam dentro da capacidade média de mão de obra de propriedades familiares.

17 Imposto sobre Circulação de Mercadorias e Prestação de Serviços (ICMS).

Capítulo 4

1 Salvo melhor juízo, uma importante mudança introduzida pelo Governo Itamar Franco, além, é claro, do próprio Plano Real, foi o reconhecimento da necessidade de uma intervenção assistencial direta, em grande escala, cujas ações foram capitaneadas pelo Conselho Nacional de Segurança Alimentar (CONSEA), órgão de representação da sociedade civil e governo, legitimado pelas forças que ampararam o processo de impedimento do Presidente Collor. Já o Governo FCH criou o Programa Nacional de Fortalecimento da Agricultura Familiar (Pronaf) e a Previdência Rural. E o Governo Lula ampliou os programas sociais, com destaque para o Bolsa Família, além de criar ou ampliar programas setoriais para populações rurais mais carentes, como a criação do Programa de Aquisição de Alimentos (PPA) e ampliação do Programa Nacional de Fortalecimento da Agricultura Familiar (Pronaf). Também houve inflexão da política econômica monetarista capitaneada pelo Ministro Palocci, com forte aumento de gastos fiscais estratégicos e políticas anticíclicas comandadas pelo Ministro Mantega, que certamente foram fundamentais para impulsionar o desenvolvimento econômico brasileiro nos últimos seis anos e nos blindar da crise econômica mundial nos últimos dois anos.

2 Programa de Desenvolvimento da Faixa de Fronteira, Programas de Desenvolvimento Integrado e Sustentável de Mesorregiões Diferenciadas (Mesorregiões), Programa de Promoção e Inserção Econômica de Sub-Regiões (Promover) e Programa de Promoção da Sustentabilidade de Espaços Sub-Regionais (Promeso), todos do Ministério da Integração Nacional; Zoneamento Ecológico-Econômico (ZEE), Agenda 21, Subprograma de Política de Recursos Naturais (SPRN) e Gestão Ambiental Rural (Gestar), todos do Ministério do Meio Ambiente; Arranjos Produtivos Locais (APL), do Ministério do Desenvolvimento, Indústria e Comércio Exterior; Programa Nacional de Desenvolvimento Sustentável de Territórios Rurais (Pronat), do Ministério do Desenvolvimento Agrário; Territórios da Cidadania, da Casa Civil.

Capítulo 5

1 Para uma revisão comparativa de capital social, veja Portes (1998).

2 O termo “vida econômica” não deve ser associado apenas àquelas atividades produtivas que acessam mercados consumidores, mas a qualquer atividade produtiva, até mesmo de subsistência, que envolva trabalho. O ser humano é um ser social e na sua relação com a natureza define atribuições entre os indivíduos de sua coletividade (a divisão social do trabalho) que realizam trabalho para manejar a natureza e permitir a subsistência coletiva.

3 Conforme demonstrado no Capítulo 3, é imprescindível também uma estratégia pública de ciência e tecnologia para conhecimento do meio; a etnoecológica também deve ser item essencial dessa estratégia.

Capítulo 6

1 Agradecemos a revisão crítica e sugestões do antropólogo Geraldo Andrello (Instituto Socioambiental).

2 Plano Plurianual (PPA), Lei de Diretrizes Orçamentárias (LDO) e Leis Orçamentárias Anuais (LOA).

3 Aqui há uma complexidade que foge do escopo do estudo, mas que vale ressaltar. O Ministério do Desenvolvimento Agrário (MDA) opera dois modos de repasses de recursos financeiros de Ater: a) para as entidades estaduais públicas, de forma a lhes garantir somente o custeio (o pagamento de salários dos servidores estaduais de Ater fica sob responsabilidade das Unidades Federativas); b) para entidades da sociedade civil organizada com atribuição estatutária ou competência pública reconhecida em Ater e previamente cadastrada no MDA, por meio de convênios estabelecidos a partir de editais públicos, de forma a lhes garantir somente o custeio (o pagamento de salários do quadro técnico fica sob responsabilidade das conveniadas). O cenário ideal para operar uma política nacional de serviços ambientais é por meio de Ater via entidades públicas, pois as entidades da sociedade civil organizada apresentam limitações para manter um quadro continuo de técnicos. Porém, além de muitos Estados não mais contarem com a estrutura pública (que foram extintas na adesão aos princípios do Estado mínimo neoliberal), os que contam, com raras exceções, não conseguem atingir a proporção ideal de 1:100 entre técnicos:produtores, sendo necessária a complementação de Ater via entidades da sociedade civil organizada. Mas o ponto fundamental está no forte embate ideológico histórico que existe entre os princípios da Revolução Verde, que se baseiam na Ater oficial, e os princípios agroecológicos, que se baseiam na Ater da sociedade civil organizada. Portanto, a política nacional de serviços ambientais necessita prever uma estratégia de formação agroecológica continuada de agentes públicos e privados de Ater, além da União definir uma estratégia junto às Unidades Federativas de refundação das entidades públicas de Ater, nos Estados onde estas foram extintas, e fundá-las onde nunca houve, com precisa definição complementar de papéis entre entidades públicas e privadas. A estratégia de Ater de uma política nacional de serviços ambientais necessita se pautar num processo amplo de transição agroecológica que valorize sistemas produtivos locais, que devem ser mapeados por meio de levantamento e sistematização das boas experiências, já que as informações geradas necessitam balizar a política de fomento agroecológico. Também há de se concatenar um processo de a) formação de agentes (em contraposição ao viés puramente extensionista); b) reprodução de sistemas tradicionais em regiões que as populações assim as demandem (ex.: reservas extrativistas, terras indígenas, etc.); e c) garantia das condições básicas de vida (ex.: educação, saúde, infraestrutura de transporte, energia e comunicação, instrumentos econômicos para fomento à produção econômica e pagamento de serviços ambientais).

4 Plantação de espécies arbóreas em área não originalmente composta por cobertura florestal nativa.

5 Nem toda ação de populações tradicionais e povos indígenas, entretanto, é coletiva. Se for necessário, a linha de base pode ser estipulada, em parte, por abordagens coletivas, e noutra, por individuais. Também se aplica a mesma ideia para os assentamentos “mistos” da reforma agrária, ou seja, com parte dos lotes individuais para a produção econômica e parte coletiva para reserva legal.

Capítulo 7

1 Os proprietários podiam optar por contratos de 2 ou 4 anos.

2 Learning by doing.

3 Vegetação típica de altiplanos andinos.

4 Que atinge a cifra de cerca de US$ 5.200,00 (ALBÁN; WUNDER, 2006).

5 Disponível em: <http://www.planvivo.org/fx.planvivo/scheme/default.aspx>.

6 Dados do Ministério do Desenvolvimento Agrário (2000), gerados a partir do Censo Agropecuário 95/96 e do Projeto de Cooperação Técnica INCRA/FAO.

7 Formas de agrupação comunitária mexicana que se diferenciam principalmente pela propriedade da terra. Nas comunidades, a terra é toda de propriedade coletiva, enquanto nos ejidos existem parcelas individuais e coletivas; no entanto, em ambos casos, praticamente toda a área de floresta é de propriedade comunitária.

8 Especificamente, técnicos do Instituto Nacional de Ecologia, em conjunto com pesquisadores da Universidade Ibero-americana, do Centro de Estudos e Docência Econômica e da Universidade da Califórnia – Berkeley.

9 Visto que o pedido de inclusão no programa superou em muito as expectativas e a capacidade de pagamento do Conafor.

10 Entendida no conceito mais amplo de economia, que inclui as atividades extrativistas e coletoras de sobrevivência.