A priorização espacial dos contratos em esquemas de PSA está relacionada de diversas formas com a efetividade dos esquemas. De acordo com Ferraro (2011), a priorização deficiente é um grande obstáculo à efetividade do PSA. Meyer et al. (2015) indicam que o direcionamento das medidas de PSA a áreas específicas é um princípio essencial do design do instrumento, pois se relacionou diretamente com o sucesso de esquemas agroambientais alemães. Ezzine-de-Blas et al. (2016) constataram que a priorização espacial baseada nos benefícios ambientais e na ameaça a esses serviços está relacionada diretamente com a adicionalidade alcançada pelos esquemas de PSA (EZZINE-DE-BLAS et al., 2016). Nessa questão, a priorização dos contratos tem um maior impacto em agregar adicionalidade aos programas de PSA quando a taxa de interesse dos provedores é baixa, quando o orçamento para contratação de áreas é restrito, quando é alto o percentual de provedores na área que cumpririam os termos do contrato mesmo na ausência dos pagamentos (falta de adicionalidade), e quando a seleção adversa6 é mais proeminente (MARTIN-PERSSON; ALPÍZAR, 2013).
Embora haja recomendações para que sejam considerados dados sobre os benefícios ambientais, o risco de perda e os custos associados (WUNDER; 2007; WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2008; WÜNSCHER; ENGEL. 2012), assim como métodos de priorização pelo custo-benefício (BABCOCK et al., 1997; WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2006; 2008; ALIX-GARCIA; DE JANVRY; SADOULET, 2008; CHEN et al., 2010; WÜNSCHER; ENGEL, 2012; DUKE et al., 2014), poucos programas de PSA consideram amplamente esses critérios (WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2008) e utilizam esses métodos de priorização (DUKE et al., 2014). Como resultado, os esquemas de PSA acabam selecionando áreas que não
6 A seleção adversa ocorre quando os agentes que cumpririam as condições do programa mesmo na ausência dos
pagamentos (ou seja, que agregam baixa adicionalidade) se autosselecionam para participar do PSA em um volume muito maior do que os agentes que não cumpririam as condições na ausência dos pagamentos (MARTIN- PERSSON; ALPÍZAR, 2013).
estão ameaçadas por já possuírem capacidade produtiva baixa, ou por outras razões (WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2008).
Além dos critérios e da abordagem de priorização utilizada, um componente essencial no design de PSA é o nível do pagamento, ou seja, se eles serão fixos ou flexíveis de acordo com os custos de cada proposta (ALIX-GARCIA; DE JANVRY; SADOULET, 2008). Os pagamentos diferenciados para cada provedor contratado estão relacionados com uma maior adicionalidade do esquema (EZZINE-DE-BLAS et al., 2016). Neste caso, cada provedor recebe um pagamento de acordo com o seu custo de participação, permitindo que mais áreas sejam recrutadas quando se tem um orçamento fixo. Dessa forma, é possível que mais áreas de grande valor para a prestação dos serviços ambientais sejam selecionadas, com custos variados, incrementando substancialmente a eficiência da priorização (WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2006; 2008; ENGEL; PAGIOLA; WUNDER, 2008; CHEN et al., 2010). Entretanto, pagamentos iguais para todos os provedores são vistos por estes e pelos tomadores de decisão como mais justos (FERRARO, 2008).
Muitos esquemas de PSA, dentre eles os pioneiros e de grande escala, não são capazes de selecionar adequadamente as áreas prioritárias para desenvolver suas ações, agregando ineficiência aos projetos. O programa de PSA nacional mexicano PRONAFOR iniciou de forma aleatória a seleção dos provedores, passando a incluir variáveis mais específicas relativas ao risco e aos objetivos socioeconômicos. Por outro lado, ainda não são considerados critérios de custo na priorização das propostas (MUÑOZ-PIÑA et al., 2008; COMISION NACIONAL FORESTAL, 2015). Apesar desse aprimoramento da estratégia de priorização, ainda há evidências de recrutamento de áreas com baixo risco de serem desmatadas, agregando baixa adicionalidade ao esquema e transparecendo um sistema de priorização ineficiente (MUÑOZ- PIÑA et al., 2008; ROMERO, 2012). Portanto, esse programa favorece a autosseleção daqueles proprietários que conservariam suas áreas mesmo na ausência dos pagamentos (MARTIN- PERSSON; ALPÍZAR, 2013). A priorização ineficiente se dá pela inadequação das áreas definidas como elegíveis e pelo sistema de pontuação, onde os critérios são agregados e ponderados incorretamente. Essas falhas ocorrem principalmente devido aos conflitos internos resultantes das diferentes visões sobre o PSA inerentes aos diversos atores que compõem o comitê técnico do programa. (ROMERO, 2012).
Para o PSA-Costa Rica, vários autores indicaram a ineficiência de seu método de priorização (SIERRA; RUSSMAN, 2006; SÁNCHEZ-AZOFEIFA et al., 2007; PAGIOLA, 2008; WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2008; DANIELS et al., 2010), especialmente em seus anos iniciais. As áreas recrutadas pelo esquema têm tido pouca adicionalidade (SIERRA;
RUSSMAN, 2006; WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2008), mas também baixo nível de benefícios ambientais (SÁNCHEZ-AZOFEIFA et al., 2007; WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2008). Entretanto, a introdução de um processo mais sistemático de priorização vem aprimorando os resultados do programa (PAGIOLA, 2008; PORRAS et al., 2012). Por outro lado, esse esquema pioneiro ainda não emprega critérios de risco de perda dos serviços ambientais, conforme as regras de operação recentes (COSTA RICA, 2015).
O caso chinês “Grain for Green” tem como objetivo a conversão de culturas agrícolas em vegetação original, especialmente aquelas localizadas em terras de baixo retorno produtivo, altas declividades e erosão em excesso (DELANG; YUAN, 2015). Entretanto, há indícios de que áreas de potencial agrícola situadas em baixas declividades são recrutadas, enquanto que terras de baixa aptidão agrícola em altas declividades não são contempladas (BENNETT, 2008). Além disso, o programa tem como objetivo secundário a mitigação da pobreza rural, entretanto, não é utilizado um critério explícito para esse objetivo ao selecionar os participantes (GAUVIN et al., 2010). A falta de consideração dos custos de oportunidade e de um critério socioeconômico leva à exclusão de áreas relevantes com baixo custo, mais benefícios e maior nível de pobreza (GAUVIN et al., 2010).
Portanto, especialmente em países em desenvolvimento, os esquemas costumam iniciar suas atividades com uma priorização aleatória dos contratos. Além disso, parcelas relevantes para o atingimento dos objetivos não são recrutadas por conta da ausência, inadequação dos critérios ou aplicação incorreta da abordagem de priorização.
Dentre os estudos e metodologias desenvolvidos visando ao aprimoramento dos mecanismos de priorização em esquemas de PSA hidrológicos, se destacam os de Alix-Garcia, De Janvry e Sadoulet (2008), Wünscher, Engel e Wunder (2008), Chen et al. (2010), Gauvin et al. (2010), Wendland et al. (2010) e Viña et al. (2013).
O objetivo do trabalho de Alix-Garcia, De Janvry e Sadoulet (2008) foi demonstrar o ganho em eficiência ao incluir o risco de desmatamento e pagamentos flexíveis no design de esquemas de PSA florestais, tendo como área de estudo as parcelas abrangidas pelo esquema de PSA mexicano PRONAFOR em 2002. Os autores confirmam a importância dos critérios de risco e de custo em melhorar a eficiência do esquema, embora não apliquem nenhum critério para os objetivos socioeconômicos do esquema.
Wünscher, Engel e Wunder (2008) fornecem uma ferramenta de priorização que leva em consideração o nível de prestação dos serviços ambientais, o risco de perda destes serviços e os custos de participação. Sete abordagens foram elaboradas e comparadas entre si e com o processo de seleção do PSA-Costa Rica à época, sendo diferenciadas com relação a uma
combinação mista do uso de pagamentos flexíveis ou fixos, uso de indicadores de risco, uso de indicadores de provisão dos serviços ambientais, priorização das áreas mais baratas, dentre outros. Ao comparar com o procedimento atual de priorização do PSA Costa Rica, os autores verificaram que todas as oito abordagens são mais eficientes, sendo que a mais eficiente é aquela que seleciona os maiores valores de adicionalidade por unidade monetária.
Wendland et al. (2010) propõem uma ferramenta capaz de identificar locais propícios para um PSA voltado para a conservação da biodiversidade, serviços ambientais hidrológicos e sequestro de carbono. Aplicada em Madagascar, o método verifica áreas de sobreposição entre os três serviços em florestas e pântanos e seleciona aquelas que possuem adicionalidade ao multiplicar o valor dos serviços ambientais pelo risco de desmatamento. Finalmente, são excluídas as áreas com alto custo de oportunidade. Neste caso, as áreas não são hierarquizadas, mas é obtido apenas um portfólio de áreas prioritárias. Ainda, os autores não consideram eventuais sobreposições com objetivos socioeconômicos.
Chen et al. (2010) e Viña et al. (2013) desenvolveram uma abordagem de priorização testada na área de atuação do programa chinês Grain for Green, demonstrando que o uso de critérios de benefícios e de custo é capaz de incrementar a custo-efetividade do programa. Entretanto, os autores não consideraram um critério para mensurar uma possível adicionalidade e critérios para o objetivo socioeconômico do programa. Por outro lado, Gauvin et al. (2010) testam cinco abordagens tendo como base o mesmo esquema de PSA chinês, considerando benefícios, custo e também critérios para o objetivo socioeconômico de mitigação da pobreza rural do esquema.
Dentre as abordagens descritas, o uso de dados secundários é bastante comum, sendo que apenas o trabalho de Gauvin et al. (2010) emprega critérios para os eventuais objetivos socioeconômicos de um esquema de PSA. Os outros trabalhos empregam principalmente critérios de benefícios, risco, e custo, embora não haja um padrão com relação ao emprego de todos os grupos possíveis de critérios e à forma de obtenção e agregação dos dados. Segundo Wünscher e Engel (2012), a maioria das abordagens de priorização propostas na literatura costuma se basear apenas nos benefícios e, embora haja algumas propostas voltadas a uma priorização mais otimizada, elas dificilmente são implementadas na prática.
Os critérios de benefícios dizem respeito à conservação e provisão dos serviços ambientais. Os trabalhos descritos comumente utilizam indicadores que costumam ser associados à prestação dos serviços hidrológicos. Em geral esses indicadores são fáceis de mensurar e monitorar, como a presença de faixas de vegetação ripária, a quantidade de vegetação em uma bacia hidrográfica (JACK; KOUSKY; SIMS, 2008) ou a declividade
(KROEGER, 2013). Entretanto, é preciso haver uma relação clara entre os indicadores de uso do solo e as funções ecossistêmicas, o que ainda se mostra um desafio (WUNDER, 2007; JACK; KOUSKY; SIMS, 2008; WUNDER; ENGEL; PAGIOLA, 2008), ainda que essas premissas sejam essenciais para determinar a custo-efetividade do esquema de PSA (KOSOY et al., 2007; KROEGER, 2013; ALIX-GARCIA; WOLFF, 2014).
Os questionamentos decorrentes da incorporação dos serviços ambientais no planejamento, gestão e tomada de decisão em nível de paisagem incluem: a definição dos principais indicadores para mensurar a capacidade de um ecossistema em prover os serviços ambientais, como estes podem ser mapeados, qual a relação entre o estado de manejo do ecossistema e a provisão dos serviços ambientais, dentre outras. Embora o uso do solo e seu manejo influenciem as propriedades dos ecossistemas responsáveis pela provisão dos serviços, esta relação quantitativa ainda é pouco compreendida em escala local e regional (DE GROOT et al., 2010). Por outro lado, para o serviço ambiental de água de qualidade, há menor divergência e incerteza quanto à sua correlação com o uso e manejo do solo (KOSOY et al., 2007). A fim de mapear a distribuição dos serviços ambientais, variáveis espaciais podem ser utilizadas como indicadores, sendo selecionadas de acordo com o conhecimento empírico ou por meio de consulta a especialistas. Esta abordagem é mais adequada para estudos em escala regional, visto que é necessário um grande volume de dados espaciais disponíveis para toda a área de abrangência (DE GROOT et al., 2010). Para estimar os benefícios ambientais, Wünscher e Engel (2012) recomendam uma definição precisa do serviço que é desejado, seguida da identificação dos tipos de uso do solo que suportam a provisão dos mesmos e, finalmente, a definição dos indicadores que traduzam a eficácia de determinado uso do solo em prestar o serviço ambiental (WÜNSCHER; ENGEL, 2012).
O critério de risco se refere à probabilidade de não provisão do serviço ambiental (WÜNSCHER; ENGEL, 2012) e, juntamente com o critério de benefícios, indica o grau de adicionalidade que é provável de obter em uma determinada área. Seu uso está relacionado à obtenção de resultados mais custo-efetivos pelo PSA, por meio da seleção de áreas com maior adicionalidade (ALIX-GARCIA; DE JANVRY; SADOULET, 2008). Os trabalhos de priorização descritos comumente empregam a probabilidade de desmatamento, que é geralmente modelada por meio de análise econométrica (WÜNSCHER; ENGEL, 2012), sendo a variável mais usual na estimativa da linha de base. A partir desses cenários de tendência dos serviços ambientais na ausência do PSA, os financiadores dos esquemas podem planejar e avaliar a adicionalidade dos programas (WUNDER, 2005; WUNDER; ENGEL; PAGIOLA, 2008).
Os critérios de custo se referem à alocação dos pagamentos às áreas mais baratas (WÜNSCHER; ENGEL, 2012), ou seja, que não são tão atraentes também para os usos alternativos do solo, pois isso poderia inviabilizar ou encarecer o esquema (PAGIOLA; VON GLEHN; TAFFARELLO, 2013). Os indicadores mais comuns são o custo de participação, custo de oportunidade, custo de transação e custo de conservação. O custo de participação corresponde à soma dos custos de oportunidade, transação e conservação. É importante estimar esses valores considerando que muitos proprietários só aceitarão o contrato de PSA caso o mesmo cubra seu custo de participação (WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2008). O custo de oportunidade refere-se ao lucro que o provedor do serviço deixaria de receber ao rejeitar desenvolver outra atividade de uso do solo (WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2008). Já os custos de transação referem-se a todos os gastos relativos ao estabelecimento e à manutenção dos contratos, sendo distribuídos entre compradores e provedores (WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2008). Quando consideráveis, os custos de transação podem ser um empecilho à execução dos esquemas de PSA, especialmente os financiados pelo governo (WUNDER; ENGEL; PAGIOLA, 2008). Finalmente, os custos de conservação são aqueles relativos às atividades empregadas para proteger os ecossistemas e seus serviços, como aceiros, cercas, dentre outras (WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2008).
O cálculo dos custos relativos à participação dos provedores em um esquema de PSA não leva em consideração os aspectos subjetivos relacionados às atitudes do proprietário, que podem influenciar a sua disposição em aceitar o contrato. O leilão reverso é um mecanismo que tem o potencial de revelar as informações privadas relativas ao desempenho dos provedores em prover os benefícios ambientais, pois são eles que dizem o preço mínimo que estão dispostos a aceitar para adentrar o programa de PSA (FERRARO, 2008; JACK, 2013). Assim, os financiadores do esquema podem escolher contratar aqueles que oferecem mais serviços pelo menor custo (FERRARO, 2008), agregando eficiência à seleção (JACK, 2013).
O Conservation Reserve Program (CRP), dos Estados Unidos, emprega uma estratégia deste tipo, buscando selecionar as propostas com mais benefícios ambientais a um menor custo possível. Para isso, é elaborado um índice onde cada fator observado na propriedade é pontuado, sendo que as propostas cujo proprietário exige menores pagamentos recebem um valor maior. Ao final, as propostas são ranqueadas de acordo com a pontuação total, e as melhores são escolhidas (UNITED STATES DEPARTMENT OF AGRICULTURE, 2015).
Entretanto, o leilão exige um grande número de provedores interessados de forma que haja competição e se evite o comportamento estratégico. Ainda, pode agregar maiores custos administrativos, embora seja menos custoso que a negociação individual com cada provedor
(FERRARO, 2008). Segundo Ferraro (2008), o uso de um leilão pode ser particularmente pertinente quando há uma grande assimetria de informação7 e maior heterogeneidade dos custos entre os provedores. Entretanto, Claassen, Cattaneo e Johansson (2008) verificaram que o uso de leilões em sucessivas rodadas de aplicação no programa estadunidense CRP acabou reduzindo a custo-efetividade do instrumento. Ainda, em um leilão para um projeto piloto de PSA na Alemanha, Ulber et al. (2011) verificaram que as ofertas feitas pelos provedores excediam muito os custos de oportunidade estimados, ou seja, neste caso, o leilão não foi uma alternativa custo-efetiva na seleção dos contratos. Possíveis justificativas para esse resultado incluem o baixo número de participantes, as expectativas de lucro dos proprietários rurais e a experiência prévia com esquemas de PSA (ULBER et al., 2011). Assim, é preciso mais pesquisas e avaliação de esquemas piloto para verificar em que medida os leilões podem ser uma alternativa para alocação custo-efetiva dos pagamentos (ULBER et al., 2011).
Outros critérios que podem ser verificados nas abordagens de priorização e em alguns esquemas de PSA são aqueles relativos ao alcance dos objetivos socioeconômicos, que geralmente são secundários, como a mitigação da pobreza. Esses critérios devem ser utilizados sempre que o esquema de PSA explicita a existência desses objetivos. Indicadores que favorecem a seleção de pessoas em situação de pobreza rural incluem dados estatísticos sobre incidência de pobreza (WÜNSCHER; ENGEL; WUNDER, 2006), a priorização de regiões de baixo retorno para a agricultura (LIPPER; MCCARTHY; ZILBERMAN, 2009), regiões em desenvolvimento e pequenos proprietários (GRIEG-GRAN; PORRAS; WUNDER, 2005; WUNDER, 2005).
7 A assimetria na informação ocorre quando, em uma transação econômica, as duas partes do contrato
(compradores e vendedores) têm informações diferentes sobre o que está sendo transacionado (BIRCHLER; BÜTLER, 2007).
SEÇÃO I – PROPOSTA METODOLÓGICA PARA PRIORIZAÇÃO DE CONTRATOS