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INFLUÊNCIA POLÍTICA DA ECONOMIA ECOLÓGICA NA UNIÃO
EUROPEIA COM APLICAÇÃO AO MERCADO DE CARBONO
Jorge Pedro Lourenço Gonçalves
Dissertação
Mestrado em Economia e Gestão do Ambiente
Orientado por
Manuel Luís Costa
2019
ii
© Jorge Gonçalves, 2019
iii
Agradecimentos
Ao Professor Manuel Luís Costa, por ter aceite este desafio e por ter sido absolutamente
inexcedível na sua dedicação ao estudo destes assuntos e no apoio que me deu ao longo de
todo o trabalho. Ensinou-me muito sobre economia, e a sua sabedoria deu-me uma
perspetiva mais alargada de questões muito complexas. Agradeço também à Professora
Cristina Chaves, por me ter colocado em contacto com o Professor.
Aos meus pais, por serem um apoio incondicional e me darem mais uma oportunidade para
continuar a aprender, agora noutro campo. À minha avó e ao meu irmão, que de longe
continuam a torcer pelo meu sucesso.
Aos meus amigos de longa data, engenheiros, voluntários e comediantes por me ajudarem
neste caminho de economicismo ambiental.
Ao Eduardo, ao Carlos e ao Daniel, por me terem aturado tantas vezes à saída de aulas
terminadas a horas em que já se pensa em pousar a cabeça na almofada.
Ao Guilherme, por ter sido pioneiro em percorrer um caminho audaz, que me fez ver que é
possível expandir horizontes se arriscarmos.
À Maria, que segundo ouvi de fontes confiáveis, é uma rapariga impecável com que se pode
contar todos os dias, e que me transmite uma inteligência, curiosidade e empatia que dão
ainda mais vontade de viver.
v
Resumo
O objetivo desta dissertação é analisar a influência política das ideias da economia ecológica (EE)
na União Europeia (UE) enquanto comunidade. A influência da EE tem-se cingido largamente
à área académica, existindo poucos trabalhos que analisam o impacto político das suas ideias.
Assim, esta investigação pretende preencher uma pequena parte desta lacuna.
A metodologia do trabalho é inspirada no modelo conceptual sustentado por abordagens da
ciência política que Boezeman et al. (2010) aplicaram para avaliar a influência política da EE nos
Países Baixos, sendo devidamente adaptada e aplicada ao caso da UE. Definiram-se as ideias da
EE e da economia neoclássica (EN) em oposição, analisando-se a forma como estas se traduzem
na agenda política da UE. Como principal elemento representativo da agenda, consultaram-se os
programas de ação da UE em matéria de ambiente (PAAs) desenvolvidos pela Comissão
Europeia (CE), sendo complementados por literatura académica e documentos adicionais da UE.
Começou por se realizar uma reconstrução temporal da agenda política desde o 1º PAA (adotado
em 1973) até ao 7º PAA (em vigor atualmente). De seguida, analisaram-se os fatores que
influenciaram a presença do cap-and-trade (instrumento de política representativo da EE) na
agenda política.
A primeira conclusão é a constatação duma influência parcial e intermitente das ideias da EE na
agenda política da UE. O 1º, 2º e 5º PAAs refletem mais a EE, enquanto os restantes se
enquadram melhor na EN. Alguns pressupostos da EE são transversais aos PAAs, tais como a
capacidade de carga do planeta e o princípio da precaução. Por outro lado, desde os anos 80,
verificam-se “pressuposições de compatibilização” entre o crescimento económico e a proteção
ambiental. A agenda política foi muito influenciada pela conjuntura internacional e pela situação
económica. Os períodos em que as questões ambientais são prioritárias na agenda política
correspondem a uma maior presença das ideias da EE. O cap-and-trade (CaT) foi operacionalizado
na UE pelo comércio europeu de licenças (CELE). A segunda conclusão principal da dissertação
é que o CELE não chegou à agenda política por influência da EE, mas sim devido ao contexto
internacional. A agência também influenciou os moldes de implementação do CELE e a sua
evolução desde então. Conjeturalmente, a principal lição do CELE para a EE prende-se com os
obstáculos políticos que prejudicaram o funcionamento desta política, aspeto cuja integração na
construção teórica e princípios operacionais da EE seria benéfica.
Palavras-chave: economia ecológica, crescimento económico, agenda política, União Europeia,
cap-and-trade, mercado de carbono.
vii
Abstract
The goal of this dissertation is to analyse the political influence of the ideas of the ecological
economics approach (EE) at the European Union (EU) level. The influence of EE has been
largely restricted to academia, with few works analysing the political impact of its ideas.
Therefore, this investigation intends to fulfil a small part of this gap.
The methodology follows the conceptual model supported by approaches in political science
that Boezeman et al. (2010) used to evaluate the political influence of EE in the Netherlands,
properly adapted and applied to the EU case. The EE and neoclassical economics (NE) ideas
were defined in opposition in an analytical framework, in order to analyse the way they translate
into the EU policy agenda. The environment action programs (EAP) of the EU developed by
the European Commission (EC) were taken as the representative elements of the agenda, also
complemented by academic literature and additional EU documents. A temporal reconstruction
of the political agenda was carried out from the 1º EAP (adopted in 1973) to the 7º EAP
(currently in force), which was then analysed in the light of the constructed analytical framework.
Afterwards, the factors that influence the presence of cap-and-trade (policy instrument
representative of EE) in the political agenda were assessed.
The first conclusion is that there was a partial and intermittent influence of the EE ideas in the
political agenda of the EU. The 1º, 2º, 5º EAP are reflective of EE, while the remaining ones
are better framed in terms of NE. Some presuppositions from EE are transversal to the PAAs,
such as the carrying capacity and the precautionary principle. On the other hand, since the 80s,
there are “compatibility presuppositions” between economic growth and environmental
protection. The political agenda has been very influenced by the international juncture and the
economic situation. Periods where the environmental issues are prioritized show a larger
presence of EE ideas in the political agenda. Cap-and-trade was operationalized in the EU by
carbon markets (ETS). The second main conclusion of the dissertation is that the creation of
this market didn’t get to the political agenda due to EE influence, but due to the international
context. Agency factors have also influenced the way in which ETS was initially designed and it
has evolved. Conjecturally, the main lesson for EE concern the political obstacles that hindered
the workings of this policy, a subject which the EE would benefit to integrate in its theoretical
construction and operational principles.
Keywords: ecological economics, economic growth, political agenda, European Union, cap-and-
trade, carbon market.
viii
“I was born not knowing and have had only
a little time to change that here and there”
Richard Feynman
ix
Índice de Conteúdos
Agradecimentos ................................................................................................................................ iii
Resumo................................................................................................................................................ v
Abstract ............................................................................................................................................. vii
Índice de Conteúdos ........................................................................................................................ ix
Lista de Acrónimos ........................................................................................................................ xiii
1. Introdução .................................................................................................................................. 1
1.1. Enquadramento e objetivos ........................................................................................... 1
1.2. Metodologia...................................................................................................................... 3
1.3. Estrutura do trabalho...................................................................................................... 3
2. Fundamentos da economia ecológica .................................................................................... 5
2.1. Contexto histórico ........................................................................................................... 5
2.2. Princípios e conceitos ..................................................................................................... 9
2.3. Contendas da economia ecológica com a economia neoclássica ........................... 13
2.3.1. Definição de sustentabilidade ............................................................................... 14
2.3.2. Controlo da escala (internalização vs pré-determinação) ................................. 16
2.3.3. Taxa de desconto .................................................................................................... 16
2.3.4. Substituibilidade vs Complementaridade ............................................................ 18
2.3.5. (Des)acoplamento entre o PIB e o throughput ..................................................... 18
2.3.6. (Des)acoplamento entre o PIB e o bem-estar .................................................... 19
2.3.7. Importância daquilo a que é adicionado valor e o valor adicionado em si .... 20
2.3.8. Categorias mal concebidas no PIB ...................................................................... 20
2.3.9. Internacionalização vs Globalização .................................................................... 21
2.4. Princípios operacionais ................................................................................................. 23
2.4.1. Escala, distribuição e alocação .............................................................................. 24
2.4.1.1. Escala sustentável ........................................................................................... 26
x
2.4.1.2. Distribuição justa ........................................................................................... 27
2.4.1.3. Alocação eficiente .......................................................................................... 28
2.5. Políticas ........................................................................................................................... 29
2.5.1. Políticas de escala.................................................................................................... 29
2.5.1.1. Regulação direta.............................................................................................. 29
2.5.1.2. Impostos e subsídios pigouvianos ............................................................... 29
2.5.1.3. Mercado de licenças ....................................................................................... 30
2.5.2. Opções políticas da EE para uma economia steady-state ................................... 31
2.5.2.1. Escala ............................................................................................................... 31
2.5.2.2. Distribuição e redistribuição......................................................................... 33
2.5.2.3. Alocação .......................................................................................................... 34
3. Pontos de debate da EE ......................................................................................................... 39
3.1. Conceito de desenvolvimento sustentável ................................................................. 39
3.2. Descontar o futuro ........................................................................................................ 41
3.3. Substituibilidade vs Complementaridade e o papel do progresso tecnológico .... 42
3.4. Relação entre escala, distribuição e alocação ............................................................. 46
3.5. Outros pontos................................................................................................................ 48
3.5.1. Fundamentos da economia ecológica.................................................................. 48
3.5.2. Economia de mercado sem crescimento ............................................................ 49
4. Análise da documentação ...................................................................................................... 51
4.1. Enquadramento teórico da metodologia ................................................................... 51
4.2. Metodologia ................................................................................................................... 56
4.3. Enquadramento da EE e da EN ................................................................................. 59
4.4. Caso de estudo – União Europeia .............................................................................. 62
4.4.1. Discurso da política ambiental europeia ............................................................. 62
4.4.1.1. 1º PAA: 1973-1976 ......................................................................................... 63
4.4.1.2. 2º PAA: 1977-1981 ......................................................................................... 64
xi
4.4.1.3. 3º PAA: 1982-1986 ......................................................................................... 65
4.4.1.4. 4º PAA: 1987-1992 ......................................................................................... 67
4.4.1.5. 5º PAA: 1993-2000 ......................................................................................... 69
4.4.1.6. 6º PAA: 2002-2012 ......................................................................................... 73
4.4.1.7. 7º PAA: 2014-2020 ......................................................................................... 75
4.4.1.8. A caminho do 8º PAA ................................................................................... 76
4.4.2. Discussão e análise de resultados ......................................................................... 77
4.5. Mercados de licenças na agenda política .................................................................... 82
4.5.1. Enquadramento discursivo do cap-and-trade ........................................................ 82
4.5.2. Dinâmica política do cap-and-trade ......................................................................... 83
4.5.2.1. Contexto .......................................................................................................... 84
4.5.2.2. Agentes Intervenientes .................................................................................. 88
4.5.2.3. Caraterísticas específicas do cap-and-trade ................................................ 89
4.5.2.4. Conclusões sobre o cap-and-trade ............................................................... 91
4.5.3. As lições do CELE para a EE .............................................................................. 92
5. Conclusões finais e trabalhos futuros ................................................................................... 99
Apêndice 1 ...................................................................................................................................... 103
Glossário ......................................................................................................................................... 111
Referências bibliográficas ............................................................................................................. 117
Anexos ............................................................................................................................................. 131
xiii
Lista de Acrónimos
CaT – Cap-and-trade
CE – Comissão Europeia
CELE – Comércio europeu de licenças de emissão
CREs – Créditos de redução de emissões (CERs - Certified Emission Reductions)
CM – Capital manmade
CN – Capital natural
CQNUMC - Convenção-Quadro das Nações Unidas sobre a Mudança do Clima
(UNFCCC em inglês)
CUE – Conselho da União Europeia
DS – Desenvolvimento Sustentável
EA – Economia do ambiente
EAM – Espaço ambiental
EE – Economia ecológica
EM – Estados-membros
EN – Economia Neoclássica
ERN – Economia dos recursos naturais
ESS – Economia steady-state
EUA – Estados Unidos da América
EUAs – European Union Allowances (Licenças de emissão do CELE)
IPCC – Painel Intergovernamental sobre Mudanças Climáticas)
MSR – Market stability reserve
ONU – Organização das Nações Unidas
PAA - Programa de ação da União Europeia em matéria de ambiente
PAAs - Programas de ação da União Europeia em matéria de ambiente
PE – Pegada ecológica
PIB – Produto interno bruto
PNB – Produto nacional bruto
POPs - Poluentes orgânicos persistentes
UE – União Europeia
UNCED – United Nations Conference on Environment and Development
1
1. Introdução
1.1. Enquadramento e objetivos
O debate sobre os limites biofísicos para a expansão da atividade económica remonta à época
da pré-revolução industrial. Ao longo dos últimos séculos, tem-se questionado se o
crescimento da economia global vai ultrapassar a capacidade do planeta em fornecer recursos
naturais e absorver os níveis de poluição resultantes da atividade humana. Nas diferentes
épocas, dependendo do contexto histórico, esta questão teve maior ou menor relevância. As
últimas décadas trouxeram-nos de volta a uma conjuntura em que os limites do crescimento
são mais considerados. As alterações climáticas e a destruição ecológica generalizada
provocadas pela atividade humana são hoje um tema constante na agenda política e na
opinião pública, sendo vistos por muitos como uma ameaça existencial à Humanidade.
Atualmente, pode-se concluir, de forma relativamente consensual, que a atividade humana
tem um efeito considerável nos sistemas biofísicos, e que as alterações destes podem trazer
consequências negativas e imprevisíveis no bem-estar social.1
Neste contexto, a economia ecológica (EE) tem demonstrado uma grande preocupação com
as questões do crescimento económico e a forma como este afeta a sustentabilidade
ecológica. A EE é um campo de investigação académica de carater transdisciplinar que
aborda a interdependência e a coevolução entre a economia e o ecossistema (Costanza, 1989).
Esta escola tem uma visão diferente da economia neoclássica (EN) dominante, na forma
como encara os problemas ambientais, sociais e económicos. Enquadra o sistema económico
como uma parte de um sistema maior representado pela biosfera terrestre. Isto faz com que
a EE identifique problemas e soluções diferentes da EN, que depois se traduzem em
objetivos, políticas e métodos de análise distintos. A EE aponta que certos aspetos
estruturantes da economia, como a orientação das políticas para o crescimento económico,
são a principal causa dos problemas ambientais. Em determinados aspetos, também usa a
oposição à EN como um ponto de partida para definir a sua escola. Assim, afigura-se como
uma alternativa ao paradigma económico atual, cuja análise é relevante no âmbito da
1 Em apêndice, coloco alguns dados que apoiam a conclusão de que os indicadores biofísicos do planeta estão a ser negativamente impactados pela atividade humana. Esta premissa é o ponto de partida que traduz uma motivação, pelo que apresentar aqui os dados seria demasiado extenso e fora do âmbito da dissertação.
2
sustentabilidade ambiental da economia.
Apesar da pretensão de ter um impacto político no mundo real desde a sua fundação nos
anos 80, em larga medida, a EE tem-se cingido à discussão de aspetos teóricos e normativos
da economia política e ambiental no plano académico (O’Neill, 2015). Talvez por isso
mesmo, pude constatar que, salvo algumas exceções (Boezeman et al., 2010; Farley et al.,
2007), há poucos trabalhos que analisam a influência política da EE. Como tal, o elemento
mais específico que motiva esta dissertação é a necessidade de ir para além da discussão
académica e analisar empiricamente a influência política das ideias da EE. Boezeman et al.
(2010) fizeram um dos poucos trabalhos sobre esta matéria. Usaram os Países Baixos como
caso de estudo e, de forma semelhante, este trabalho incidirá sobre a União Europeia (UE).
A investigação de Boezeman et al. (2010) será uma referência importante para este trabalho.
No contexto de avaliar a influência nas políticas, um instrumento que reflete os objetivos da
EE é o cap-and-trade (CaT) (Daly, 1992). Este instrumento também é proposto pelas correntes
mainstream da economia, e tem vindo a ganhar popularidade enquanto política ambiental para
reduzir as emissões de gases de efeito estufa (GEE) (The World Bank, 2019). Assim, além
duma análise do panorama geral da política, um aspeto importante para perceber a influência
política da EE é de avaliar em que medida esta pesou na presença do CaT na agenda política
da UE.
O objetivo elementar desta dissertação passa pela análise da influência política das ideias da
EE na UE. Para avaliar isso, terá de se investigar de que forma estas ideias estão refletidas na
agenda política da UE e como é que certos fatores explicam a presença do CaT na agenda.
Assim, esta investigação pretende responder às seguintes perguntas:
1. Qual o impacto das ideias da EE na agenda política da UE?
2. Quais os fatores que contribuíram para a presença do CaT na agenda política da UE
e qual a influência das ideias da EE nesse processo?
3. Quais as lições que a EE pode tirar do funcionamento do CELE?
Existe uma literatura vasta que analisa a política ambiental da UE ao longo dos anos. No
entanto, não há trabalhos que cruzem esses dados com a visão da EE. Responder a estas
questões, é fundamental para entender a efetividade do impacto político da EE na UE.
3
1.2. Metodologia
Para responder à primeira questão, começa-se por fazer uma revisão da literatura para
estabelecer os princípios da EE e os respetivos contrapontos do lado da EN. Estes dados
formarão um quadro analítico que vai conter a informação-base a ser considerada na análise
da agenda. A partir daí, a investigação é realizada em duas vertentes. Primeiro, através duma
reconstrução temporal e análise geral à agenda política da UE, investigando de que forma
esta foi traduzindo as ideias da EE. Isto estabelece o discurso predominante na política
ambiental comunitária ao longo dos anos. De seguida, avaliando os fatores que influenciaram
a entrada do CaT na agenda política da UE e o papel das ideias da EE no processo.
Para isso, seguirei o modelo conceptual de Boezeman et al. (2010), apoiado nas abordagens
das ciências políticas para o estabelecimento da agenda política (análise geral à agenda política
da UE). Assim, com base no enquadramento da teoria das correntes múltiplas irá definir-se
a agenda política. A documentação utilizada para aferir a agenda, desde 1973 até à atualidade,
são os sete programas de ação da UE em matéria de ambiente (PAAs) desenvolvidos pela
Comissão Europeia (CE), outros dados de instituições europeias e literatura académica
consultada para complementar e validar a informação. Estes mesmos documentos permitirão
estabelecer a presença do CaT na agenda, recorrendo-se a literatura para analisar os fatores
que influenciaram essa dinâmica. Numa fase posterior, também se pretende aferir possíveis
conclusões e lições para a EE da operacionalização política do comércio de licenças de
emissão de gases de feito estufa CELE. Isto será feito de conjetural e superficialmente, de
forma a abrir portas a hipóteses futuras de investigação.
1.3. Estrutura do trabalho
O capítulo 1 é a introdução do trabalho, apresentando o enquadramento e motivação do
estudo, a sua relevância, objetivos, questões de investigação, metodologia e estrutura do
trabalho. O capítulo 2 consiste numa revisão bibliográfica de literatura, que vai estabelecer as
pressuposições, os princípios operacionais e as políticas da EE. O capítulo 3 apresenta
algumas das críticas e tópicos de discussão que envolvem a EE, que também se vão refletir
no quadro analítica a usar para analisar a documentação. O capítulo 4 consiste na análise da
documentação, estando divido por várias secções. Dá um enquadramento das teorias das
ciências políticas que se usam, descreve a metodologia do trabalho, apresenta a grelha
4
analítica, apresenta o caso de estudo da UE descrevendo e analisando a agenda política e
avalia como os fatores influenciaram a presença do CaT na agenda. O capítulo 5 apresenta
as conclusões finais do trabalho e possíveis investigações futuras. No fim do trabalho, haverá
um pequeno glossário com a descrição de alguns conceitos associados à EE.
5
2. Fundamentos da economia ecológica
Neste capítulo, pretende-se definir de forma fidedigna as ideias da escola da EE. Isso irá criar
uma plataforma clara que permita entender alguns dos debates posteriores entre os
economistas ecologistas e os seus críticos, nomeadamente os neoclássicos. Com este capítulo,
pretendo contextualizar as ideias que vão estar em análise na documentação das diretivas e
políticas ambientais. Desta forma, estou convicto que a pesquisa será mais objetiva.
A EE tem vindo a evoluir e a ramificar-se desde a sua criação nos anos 80. Atualmente, há
quem aponte para o afastamento dos valores fundadores da escola e a aproximação às
metodologias empíricas da economia ambiental neoclássica (B. Anderson & M’Gonigle,
2012; Plumecocq, 2014). No entanto, as ideias que aqui vão ser consideradas são as linhas
normativas que estão na génese da escola da EE (Costanza et al. 2014; Costanza & Daly,
1992; Daly, 1996, 2003, 2005, 2010a; Daly & Czech, 2004; Daly & Farley, 2011). Muito do
trabalho aqui referenciado tem Herman Daly como elo comum, o que se justifica pelo facto
de Daly ser o grande teórico da economia steady-state (ESS) e um dos co-fundadores da EE.
Acresce ao facto que colegas seus como Costanza e Farley alinham pelas mesmas ideias,
sendo que possíveis diferenças de carácter mais minucioso entre estes autores não são
relevantes no contexto de análise desta dissertação. O mesmo se aplica à escola da economia
neoclássica/mainstream, em que existem várias nuances dentro dela, num espectro que vai
desde uma economia laissez-faire até uma intervenção estatal considerável. São discutidas
questões normativas e pressupostos que se centram na maximização da utilidade, adotando
o produto interno bruto (PIB) como medida de valor dos bens e serviços gerados na
economia.
2.1. Contexto histórico
A discussão em torno dos limites biofísicos para a expansão da atividade humana já é antiga.
No século XVIII, os fisiocratas foram pioneiros nesta questão, considerando a terra como
fonte primária de recursos para a economia (Røpke, 2004). Os primeiros economistas como
Adam Smith, David Ricardo e mais tarde John Stuart Mill, também já levantavam a
possibilidade de se encontrarem barreiras à expansão económica. No início do século XIX,
Thomas Malthus defendeu que os limites ecológicos seriam um obstáculo ao
desenvolvimento humano, com a produtividade agrícola a crescer a um ritmo inferior
6
(aritmeticamente) à população (geometricamente), o que provocaria crises cíclicas de fome e
decrescimento populacional. As suas previsões pessimistas não se verificaram, com a sua
análise a não prever o avanço tecnológico acentuado a que se assistiu posteriormente (M.
Anderson, 2012).
Ainda assim, o grande debate em torno das implicações ecológicas do crescimento
económico remonta ao final dos anos 60 e início dos anos 70. Esta discussão teve origem
com a publicação de trabalhos que alertavam para os perigos da poluição, como o livro Silent
Spring de Rachel Carson (Carson, 1962), que apontava para o impacto dos pesticidas (Røpke,
2004). À época, o crescimento exorbitante da população mundial no período pós-guerra
relançava ideias neomalthusianas relativas à escassez de alimentos e de outros recursos. Estas
preocupações provinham maioritariamente de cientistas das ciências naturais e ativistas
políticos. No campo da economia, a visão paradigmática era sustentada por Barnet e Morse
(1963), que concluíam que a descida dos preços dos recursos naturais indicava que o
progresso tecnológico, a descoberta de novos recursos e a sua substituição preveniriam
qualquer escassez específica (M. Anderson, 2012; Perez-Carmona, 2013).
Em 1972, foi publicado pelo Clube de Roma o relatório “Limites do Crescimento”
(Meadows, Meadows, Randers, & Behrens, 1972). Este relatório marcante, utilizando um
modelo computacional para simular diversos cenários futuros, ilustrou a forma como os
crescimentos populacional e de uso de recursos poderiam chocar com os limites biofísicos
impostos pelo planeta (depleção de recursos e absorção da poluição). O relatório concluiu
que os limites iriam impor um fim ao crescimento material da economia durante o século
XXI. No entanto, os principais economistas rejeitaram unanimemente o relatório,
argumentando que o progresso tecnológico e os mecanismos de mercado preveniriam a
escassez e a poluição de limitarem o crescimento económico a longo prazo (Perez-Carmona,
2013).
Este período de intensa discussão despoletou muitas das ideias e motivações que viriam a ser
pioneiras na fundação da escola da EE. Em 1966, um ensaio de Kenneth Boulding causou
impacto ao usar uma metáfora para criticar a visão prevalente entre os economistas. Falava
da necessidade de transição duma “cowboy economy”, com planícies ilimitadas e recursos
infinitos, para uma “spaceman economy” em que uma nave espacial representava a Terra
com limite de recursos e de assimilação da poluição. (Boulding, 1966) (citado por Perez-
Carmona, 2013).
7
Um pouco mais tarde, Georgescu-Roegan (1971) escreveu sobre as implicações das leis da
termodinâmica na atividade económica (principalmente a lei da entropia). A 1ª lei consiste
no princípio da conservação de energia, que sustenta que a energia não é criada nem
destruída, mas apenas transformada. Já a 2ª lei da termodinâmica, a lei da entropia, traduz o
caminho irreversível que toda a energia percorre quando realiza trabalho. Parte dum estado
de baixa entropia para um estado de alta entropia, no qual uma parte já não pode ser
transformada em trabalho (M. Anderson, 2012). Na visão de Georgescu-Roegen, o processo
económico consiste na transformação de energia e matéria de baixa entropia para alta
entropia. Cada processo económico necessita de energia para realizar trabalho, e como tal,
resulta num grau de entropia superior, o que faz com que parte da energia usada fique
indisponível no futuro. A implicação imediata é a existência de um limite quantitativo para o
uso de energia e matéria, traduzindo, inclusivamente, um limite à eficiência que o avanço
tecnológico pode trazer. Georgescu vê a energia e matéria de baixa entropia como os inputs
da economia e os resíduos de alta entropia como os seus outputs. O trabalho e o capital são
meros “agentes transformadores” (Cechin & Veiga, 2010) (citado por Chaves, 2017). O
matemático romeno foi um crítico acérrimo da escola neoclássica, apontando a sua conceção
linear da economia e a abstração do ecossistema envolvente como erróneas, e considerando
que os modelos de produção não traduzem o papel da realidade biofísica na economia e a
sua circularidade.
Influenciado por estes trabalhos, no início dos anos 70, Herman Daly, estudante de
Georgescu, combina os argumentos dos limites ao crescimento, as teorias da economia do
bem-estar, os princípios ecológicos e as ideias do desenvolvimento sustentável (DS) num
modelo a que chama “economia steady-state” (ESS) (CASSE, 2019). Contudo, é de notar que
a noção de economia estacionária já tinha sido abordado por John Stuart Mill em 1848, no
seu trabalho Principles of the Political Economy. Mill define-a como uma economia que não
experiencia crescimento nem decrescimento material absolutos, com população e stocks de
capital constantes (M. Anderson, 2012). Ele defendia que era possível ter uma sociedade com
capital e população estáveis que apresentasse desenvolvimento económico.
Perante os limites ecológicos do planeta impostos pelas leis da termodinâmica, Daly sustenta
a necessidade duma economia guiada pelos princípios de Mill para seguir um DS. Throughput,
um conceito inicialmente proposto por Boulding, tornou-se um elemento central nas ideias
de Daly e mais tarde na EE, é definido por Daly e Farley (2011) como:
8
“Throughput é um fluxo de materiais e energia proveniente do ecossistema global,
usado pela economia, e disposto de volta ao ecossistema como resíduos.” (p.6)
Assim, juntando o conceito à formulação de Mill, Daly (1991) apresenta a sua visão
normativa da economia steady-state:
“Uma economia com stocks constantes de pessoas e artefactos, mantidos a certos
níveis desejáveis e suficientes por taxas baixas de sustento ‘throughput’, ou seja, pelos
fluxos viáveis mais baixos de matéria e energia da primeira fase de produção
(depleção de materiais de baixa entropia do ambiente) até à última fase de consumo
(poluição do ambiente com resíduos de alta entropia e materiais exóticos).” (p.17)
Assim, esta seria uma economia que não cresce nem decresce, apresentando capital e
população (stock de trabalho) constantes e, idealmente, taxas de natalidade e mortalidade
baixas. Nestas condições, para um determinado nível tecnológico, haveria um nível constante
de bens e serviços produzidos e consumidos. Por constante, quer-se dizer com variações
moderadas a curto prazo, mas tendendo para um equilíbrio estável a longo prazo (Daly &
Czech, 2004). Ao longo dos anos, a definição de Daly, mantendo a base, tem vindo a evoluir
para admitir uma variabilidade de capital e população, desde que estes sejam sustentados por
um throughput estável e sustentável (O’Neill, 2015).
Daly usa o termo “steady-state” com uma tradução estritamente biofísica, sem qualquer
preocupação de tradução ao nível do PIB. O termo aplica-se geralmente a nível nacional,
podendo também traduzir-se a nível global, regional ou numa cidade (CASSE, 2019). É
importante referir que, em economia, o termo steady-state tem um significado conforme os
contextos. Por exemplo, na teoria de crescimento económico de Solow, o modelo converge
para um steady-state que representa o ponto em que o capital per capita (K/Y) se mantém
constante. Dada a constância dos fundamentos, o modelo tenderá a convergir no longo prazo
para um ritmo de crescimento de steady-state (C. Jones & Vollrath, 2013).
Nos anos 70 e 80, as escolas da economia ambiental e dos recursos naturais cresceram
consideravelmente. Isto relegou para segundo plano as perspetivas biofísicas da economia,
que se foram desenvolvendo marginalmente. Na verdade, o trabalho que Daly foi
desenvolvendo foi uma base para o que viria a ser a EE. Este foi o contexto histórico em
que vários autores deram corpo a um conjunto de conceitos e ideias que mais tarde se vão
consolidar na escola da EE. Esta foi criada formalmente no final dos anos 80, depois de
Herman Daly, AnnMari Jansson, Robert Costanza and Joan Martinez-Alier organizarem os
9
primeiros encontros e criarem a revista Ecological Economics e a International Society for Ecological
Economics (Røpke, 2004).
2.2. Princípios e conceitos
O princípio base inerente ao pensamento da EE é a visão da economia como um subsistema
aberto, albergado por um sistema maior que é finito, não crescente e fechado (com a entrada
de energia solar), o planeta Terra (Daly & Farley, 2011). Dentro dele, a economia é sustentada
por um fluxo metabólico denominado throughput.
Estes aspetos têm a implicação imediata de que a atividade humana é limitada pelo
ecossistema envolvente. Como tal, numa perspetiva ecológica, os recursos naturais tangíveis
devem ser usados a um ritmo inferior à sua renovação ou substituição, e emitir níveis de
poluição que estejam dentro da capacidade assimilativa do ecossistema. Assim, as ideias da
EE partem do facto incontornável da economia estar constrangida por limites biofísicos e
da necessidade do sistema económico se adaptar a esses constrangimentos, reconhecendo
um limite à sua escala nos modelos agregados (Daly, 2005).
Até há um passado relativamente recente, a existência de limites para o crescimento não era
vista como uma questão premente. Só nas últimas décadas é que a discussão se tornou
relevante, principalmente com o tópico das alterações climáticas. Anteriormente, a dimensão
do subsistema económico era muito reduzida relativamente ao ecossistema terrestre. Os
stocks da Natureza produziam um fluxo de recursos naturais e serviços dos ecossistemas
(capital natural)2 que passavam por bens livres, uma vez que eram superabundantes
relativamente à escala da atividade humana. Devido à pequena dimensão relativa da
economia, o seu crescimento tinha um custo de oportunidade baixo, pois não reduzia
significativamente a capacidade do ecossistema em gerar um fluxo de bens e serviços
fundamentais (Costanza & Daly, 1992).
No entanto, a revolução industrial começou a alterar este paradigma, e desde a segunda
2 Em economia, capital é geralmente definido como um meio de produção manufaturado pelo Homem. Os economistas ecologistas consideram a definição de Capital enquanto um stock que rende um conjunto de bens e serviços no futuro. Assim, capital natural (CN) é um stock que rende um conjunto de serviços dos ecossistemas e recursos naturais tangíveis (Daly & Farley, 2011). Divide-se em dois grandes tipos: renovável ou ativo e não renovável ou inativo. Energia solar e os ecossistemas são tipos de capital natural renovável (CNR), enquanto combustíveis fósseis e minerais são capital natural não renovável (CNNR) (Costanza & Daly, 1992).
10
metade do século XX, como podemos verificar pelos dados apresentados no apêndice 1, a
economia e a sua Pegada Ecológica respetiva cresceram significativamente em termos
absolutos. O crescimento exponencial da economia mundial nas últimas décadas
relativamente a um ecossistema não crescente agravou o risco de choque com os limites
biofísicos. Desta forma, Daly (2005) fala duma transição abrupta de um “mundo vazio” para
um “mundo cheio”:
“Durante meu tempo de vida (67 anos) a população humana triplicou, e o número
de artefactos humanos, ou coisas que as pessoas produziram, aumentou muito mais
em média. Estudos da “pegada ecológica” mostram que a energia total e materiais
necessários para manter e substituir os nossos artefactos aumentou vastamente. À
medida que o mundo se torna cheio de nós e das nossas coisas, torna-se vazio do que
estava aqui antes. Para lidar com este padrão novo de escassez, os cientistas precisam
de desenvolver uma economia de “mundo cheio” para substituir a economia
tradicional de “mundo vazio.” (p.102)
Daly (2005) aponta para a alteração do padrão de escassez. Ele argumenta que, enquanto no
passado, o fator limitativo era o capital humano (ex. barcos e redes de pesca), no presente, o
fator limitativo é cada vez mais o capital natural (CN) (ex. peixes). A lógica recomenda
economizar o fator limitativo mas, de acordo os economistas ecologistas, o pensamento
neoclássico continua numa visão de “mundo vazio”, falhando em reconhecer a alteração no
padrão de escassez ao promover um crescimento económico continuado (Daly, 2005).
Nesta sequência, a EE opõe-se ao objetivo de crescimento do PIB e a políticas nesse sentido,
considerando que o PIB é um indicador quantitativo cuja correlação com o bem-estar social
é discutível (Max-Neef, 1995). Daly (2003) alerta para como o PIB não distingue entre dois
tipos de crescimento económico: aquele que resulta do aumento da produção e consumo de
bens e serviços, traduzindo-se num aumento físico da escala da economia (aumento do
throughput); e aquele em que, aumentando a eficiência alocativa mas mantendo a sua escala
física constante, a evolução da economia traz benefícios adicionais superiores aos custos,
aumentando o bem-estar. O primeiro acarreta o aumento absoluto do throughput, enquanto o
segundo coloca o ênfase no aumento da utilidade por unidade de throughput.
Consequentemente, os economistas ecologistas dividem o crescimento económico nestas
componentes quantitativa e qualitativa. À primeira dão o nome de “crescimento” e à segunda
chamam “desenvolvimento” (Costanza & Daly, 1992; Daly, 2005).
11
Surge então uma das principais contendas da EE: o crescimento económico não é
inerentemente benéfico. Cada unidade adicional de PIB acarreta um certo custo de
oportunidade, seja em termos de trabalho ou perda de capital manmade (CM) ou capital
natural. Daly (2005) aponta que, no campo da microeconomia, existe um ponto que serve
como regra de paragem para a expansão duma determinada atividade, correspondente à
maximização do excedente dos produtores e consumidores. São considerados os custos de
oportunidade do crescimento de determinada atividade na economia. Daly alega que não
existe nenhuma regra análoga nos modelos macroeconómicos neoclássicos: os
macroeconomistas tratam a economia como se estivesse a crescer para o vazio sem incorrer
em custos de oportunidade em capital natural (Daly & Farley, 2011)3. Como tal, os
economistas ecologistas defendem que deveria proceder-se a uma análise custo-benefício do
crescimento do PIB, para quando os valores marginais se igualassem, sinalizar o ponto ótimo
do crescimento económico. A partir deste ponto, o incremento da produção e consumo traz
um custo superior ao benefício do consumo dessa produção. A utilidade marginal torna-se
menor (em valor absoluto) que a “desutilidade” marginal (figura 1). Nas palavras dos
economistas ecologistas, entramos num período de crescimento não-económico (Costanza
& Daly, 1992; Daly, 2005; Daly & Farley, 2011).
3 Neste contexto, a EE faz a distinção entre micro-alocação e macro-alocação. Enquanto a primeira se refere à alocação de recursos entre bens de mercado, a segunda consiste na alocação de recursos entre bens e serviços de mercado e não mercantis (Daly & Farley, 2011) (p.296). Alternativamente, Costanza e Daly (1992) definem macro-alocação como a alocação de matéria-energia entre o ecossistema e o subsistema económico e micro-alocação como a alocação entre usos concorrentes de matéria-energia que já entrou no subsistema económico.
12
Figura 1 – Curvas da Utilidade e Desutilidade Marginais à medida que a economia cresce. Por desutilidade, entenda-se o sacrifício marginal necessário para o crescimento da produção e consumo (depleção, poluição, destruição, desutilidade de trabalho (Daly & Farley, 2011. Alterado pelo autor) 4
A figura 1 ilustra as curvas de utilidade e desutilidade marginal. A curva da utilidade marginal,
como explicado na sua definição da figura, é decrescente e tende para zero, pois os seres
humanos satisfazem as suas necessidades mais básicas primeiro. Assim, o crescimento
económico inicial vai proporcionar uma utilidade superior ao subsequente, traduzindo a lei
da utilidade marginal decrescente. A curva da desutilidade representa um valor crescente de
desutilidade, uma vez que as pessoas fazem os sacrifícios mais fáceis primeiro (Daly, 2005).
Na figura, vemos o ponto b, a partir do qual o crescimento da economia passa a ser não
económico. Este ponto, por ser a igualdade entre a utilidade marginal e a desutilidade
marginal, representa o ótimo da escala da economia.
Para a escola da EE, esta representação ilustra a importância da economia passar de
“crescimento” para “desenvolvimento”, entrando num regime “Steady-State” (Daly, 2005).
Operacionalizando as suas ideias, os economistas ecologistas apontam este regime como
4 Perez-Carmona (2013) (p.123) apresenta um gráfico com a mesma lógica mas usando um eixo yy unidirecional. Representa as curvas dos benefícios e custos totais, desenha as tangentes para representar os seus valores marginais. O ponto em que o declive destas tangentes se iguala representa a escala ótima da economia, onde os benefícios líquidos são maximizados. Em determinado ponto de crescimento não-económico, deixa de existir benefício marginal, acabando por se atingir um ponto em que os custos totais da atividade económica são superiores aos benefícios totais.
MDU = sacrifício marginal necessário pelo crescimento da
produção e consumo (e.g. desutilidade do trabalho, sacrifício de lazer, depleção, poluição, destruição
ambiental, congestão). Como muitas pessoas retiram prazer do trabalho, assume-se que as primeiras unidades de trabalho aumentam a utilidade.
MU = utilidade marginal do consumo de bens e serviços
produzidos. A MU diminui porque como seres racionais, satisfazemos as necessidades mais prementes primeiro.
13
objetivo normativo:
“Tal como o crescimento económico é o objetivo predominante da política
macroeconómica identificado ou implicado pela economia neoclássica, a economia
steady-state é o objetivo predominante da política macroeconómica identificado ou
implicado pela economia ecológica.” (CASSE, 2019)
Atualmente, apesar das alterações climáticas estarem a alterar gradualmente o paradigma,
ainda é proibitivo na esfera política insurgir-se contra o crescimento económico enquanto
fim operacional. A EE é crítica da visão de que o crescimento económico é a solução para
problemas como a pobreza, sobrepopulação e degradação ambiental (Daly, 2003, 2005).
2.3. Contendas da economia ecológica com a economia
neoclássica
A EE define muitos dos seus fundamentos e ideias a partir da forma como estes divergem
das posições da escola neoclássica/mainstream. Como tal, a apresentação desta dicotomia será
profícua para a apresentação mais precisa da EE.
Os princípios ontológicos destas duas escolas diferem consideravelmente. A EE apresenta
uma conceção circular da economia, ligando-se à teoria de valor dos economistas clássicos,
na qual este provém dos fatores de produção (terra, trabalho e capital) empregues na criação
de um bem e tem uma relação estreita com a realidade biofísica (Martins, 2016). Fazendo
uma distinção clara entre o capital natural e o capital manmade (CM), adota a visão da
sustentabilidade forte e de finitude do capital natural. Martins (2016) aponta para o contraste
com a escola neoclássica, que adota uma teoria de valor sustentada nas leis da oferta e da
procura: a oferta é um veículo para satisfazer a procura, que por sua vez se baseia em
preferências individuais subjetivas. Nesta conceção, os recursos naturais têm valor, não como
fator objetivo da produção, mas pelas preferências subjetivas.
Mais concretamente, é importante clarificar a relação entre a génese da EE e as escolas da
Economia do Ambiente (EA) e dos Recursos Naturais (ERN). Daly (2003) considera que
estas duas últimas são subdivisões da EN, mantendo como objetivo a análise da eficiência
alocativa, mas incorporando o valor criado pela Natureza. A ERN trata da atribuição de valor
aos recursos naturais, com base no capital e trabalho necessários à sua extração.
Desconsiderando a questão da limitação da escala, usa conceitos como a regra de Hotelling, a
14
renda de escassez e o user cost para, avaliando o tipo de recursos em questão, extraí-los de
forma a maximizar o seu valor económico intertemporal. Por outro lado, a EA reconhece os
danos causados por externalidades como a poluição e analisa o melhor modo de as
internalizar nos preços, seja por atribuição de direitos de propriedade (Coase), seja aplicando
impostos pigouvianos. O objetivo principal passa por atribuir o valor adequado aos bens da
Natureza e o custo aos males ambientais, de modo a que o sistema de preços,
consequentemente, possa representar a escassez ou os custos superiores. Já a EE,
circunscreve a atividade económica à Natureza, vendo o processo económico com referência
à capacidade de manutenção dos recursos dentro dos limites biofísicos. Liga as duas
subdisciplinas neoclássicas através do conceito de throughput, que junta a depleção de recursos
e a poluição que os seus usos causam num fluxo que traduz o “metabolismo” da economia:
“ (…) na visão neoclássica a economia contém o ecossistema; na visão aqui advogada
(chame-se economia ecológica), o ecossistema contém a economia à qual fornece um
throughput de matéria-energia obtido a partir de usos da natureza de acordo com
alguma regra de coleta sustentável em vez de ser de acordo com disposições a pagar
individuais.” (Daly, 1992) (p.187)
Consequentemente, é possível estabelecer alguns pontos de divisão concretos entre grande
parte dos economistas ecologistas e os neoclássicos que permitem clarificar certos aspetos
normativos da EE:
2.3.1. Definição de sustentabilidade
A questão da distribuição e equidade intergeracional tem sido muito estudada pelos
economistas. Por isso, não existe uma posição uniforme dentro da EE e da EN. Há várias
visões neste tema: a utilitarista, que pretende maximizar o bem-estar intertemporalmente
(Beckerman, 1994) e a da manutenção ou não-decrescimento dum determinado indicador,
seja da utilidade (Pezzey, 1989), do capital natural Daly (1990, 2003) ou do capital agregado
(Solow, 1986, 1993).
Daly (2003) apresenta a sua noção de sustentabilidade em oposição à dos neoclássicos. Ele
considera que muitos neoclássicos, normativamente, definem sustentabilidade como
manutenção da utilidade, no sentido em que a utilidade das gerações futuras deve ser não
decrescente ao longo do tempo. Por utilidade, entenda-se a “utilidade média per capita” dos
membros duma geração. Já os economistas ecologistas, definem sustentabilidade em termos
15
de throughput não decrescente, mais precisamente, na capacidade do ecossistema suportar
estes fluxos constantes. Para propósitos operacionais, isso implica manter o CN agregado
constante (Costanza & Daly, 1992; Daly, 2006):
“Não penso que a teoria económica possa dar-se bem sem o conceito de utilidade.
Apenas creio que throughput é um conceito melhor para definir sustentabilidade.”
(Daly, 2006) (p.40)
Apesar de reconhecerem a dificuldade em valorar o CN, Costanza e Daly (1992) apresentam
duas abordagens que podem sustentar as decisões políticas: uma delas passa por aferir a
disposição a pagar dum agente económico abstrato que tem informação perfeita
relativamente às interações da economia com o ecossistema e que tem um horizonte
temporal muito longo. Este agente avalia o capital natural de acordo com o seu potencial
para dar suporte à vida a longo prazo (quantidade de energia/matéria de baixa entropia). Esta
abordagem assemelha-se às metodologias usadas pela economia ambiental neoclássica, que
considera preferências através de pesquisas e questionários ou da economia experimental. A
diferença consiste na construção de um agente económico idealizado, cujas preferências
incluem a valorização da sustentabilidade ecológica. Outra abordagem que apresentam
consiste na análise energética dos fluxos dos ecossistemas. Num caso concreto, os autores
consideraram a produtividade biológica de um pantanal como base para a produção de
produtos de valor económico (ex. peixes e vida selvagem), e converteram este num valor
económico equivalente, baseado no custo para a sociedade de substituir esta fonte de energia
por combustíveis fósseis (Costanza, Farber, & Maxwell, 1989).
Numa lógica com algumas semelhanças, certos economistas neoclássicos recorrem à regra
de Hartwick, uma política de investimento das rendas ganhas pela exploração de recursos
não renováveis em capital reproduzível, de forma à acumulação deste compensar a redução
inevitável do fluxo de recursos. Isto vai permitir manter um consumo constante ao longo do
tempo (Solow, 1986). Solow (1986) defende que a regra de Hartwick, definindo o
investimento em CM necessário para fazer o offset do declínio dos stocks de recursos não-
renováveis, apesar de não ser uma política comprovadamente robusta, serve como um bom
princípio para garantir esse stock de capital constante e, inerentemente, um nível de consumo
não decrescente.
16
2.3.2. Controlo da escala (internalização vs pré-determinação)
Daly (2003) reconhece que, para os neoclássicos, não faz sentido falar em “crescimento não
económico”. Como já foi referido, estes não distinguem entre crescimento económico
quantitativo e qualitativo. Isto deve-se ao facto do PIB representar para eles o agregado das
transações voluntárias entre indivíduos, que realizaram transações de bens cujos benefícios
foram superiores aos custos para ambas as partes envolvidas. Assim, quando o PIB aumenta,
a utilidade total também aumenta. No entanto, há um reconhecimento transversal dos
economistas de que podem existir efeitos externos decorrentes de transações no mercado
que fazem com que o volume de transações não seja o socialmente desejável e os preços não
reflitam a escassez de recursos ou a geração de males. Os benefícios e custos individuais
muitas vezes não correspondem aos benefícios e custos sociais. No caso de recursos comuns
(commons), os benefícios do seu uso são maioritariamente individuais e os custos serão diluídos
coletivamente, pelo que, da perspetiva dum agente económico, faz sentido incorrer na
atividade. A solução dos neoclássicos passa pela internalização desses custos sociais nos
preços de forma a traduzir o interesse social. Nessa situação, dado que o custo individual vai
traduzir o custo social, será possível limitar a escala pela via do mercado, uma vez que acima
de um certo nível, não haverá transações dessa quantidade de bem ou serviço, impedindo a
escala de se tornar insustentável. Mas os economistas ecologistas consideram irrealista a
possibilidade de internalizar os custos sociais nos preços devido aos requisitos de informação
astronómicos que seriam necessários. Daly (2003) também considera tratar-se duma falácia
do individualismo metodológico defender que custos sociais vitais como o efeito de estufa
ou a perda de serviços de ecossistemas podem ser resolvidos com base na disposição a pagar
individual (assumindo informação perfeita). Assim, a EE defende a criação de objetivos
normativos de escala e distribuição (para além da alocação neoclássica), que deverão ser
determinados politicamente de forma prévia ao funcionamento de mercado (Daly, 1992,
2003). Este aspeto será explorado mais à frente na dissertação.
2.3.3. Taxa de desconto
Este ponto está relacionado com a definição de sustentabilidade. Nas suas decisões
intertemporais e nos contextos de empréstimo, a experiência revela que os indivíduos
descontam o futuro, pois atribuem ao consumo futuro menos valor do que ao consumo
presente (Daly & Farley, 2011). Inclusivamente, os economistas ecologistas admitem que há
17
algumas razões plausíveis para esta situação, nomeadamente a preferência puramente
temporal, o custo de oportunidade do investimento presente e a perspetiva de crescimento
económico futuro, em que a lei da utilidade marginal decrescente traduzirá um valor de
utilidade menor por unidade monetária no futuro (Daly & Farley, 2011).
Assim sendo, surge a questão de que valor atribuir ao capital natural futuro. Costanza e Daly
(1992) consideram que não há razão para crer que as gerações futuras valorizem menos os
próprios recursos do que a geração presente. A argumentação tem vários pontos. Primeiro,
considerando que o comportamento individual não leva necessariamente a um ótimo social,
Costanza e Daly (1992) defendem que a taxa de desconto usada pelo governo na política
pública deve ser menor que a taxa usada por indivíduos em investimentos privados (algo que
é relativamente consensual entre economistas). Justificam que bens públicos como a
estabilidade e harmonia social prolongadas são da responsabilidade do governo, pelo que
este deverá ter um maior interesse em promovê-los do que os indivíduos. Este interesse não
é capturado de forma fidedigna por uma disposição a pagar individual.
Segundo, Costanza and Daly (1992) também apontam para o problema das explorações de
CN cuja taxa de crescimento seja inferior à taxa de desconto serem colocadas em risco. Neste
contexto, é consensual entre os economistas que a taxa de desconto a adotar deve refletir o
risco relativo ao consumo futuro ou à disponibilidade de recursos naturais no futuro; nesse
sentido, é defendida a proposta de que a taxa de desconto seja decrescente ao longo do
tempo, prática recomendada na avaliação de projetos públicos na França e na Alemanha
(Arrow et al., 2014).
Em terceiro lugar, a EE avança a ideia de que o desconto do futuro não deve ser efetuado
com base na taxa de juro de mercado. A taxa de juro é um preço obtido a partir duma certa
escala e distribuição de rendimento, e que difere com a variação destas. Daly (1996) considera
que obter uma taxa de desconto a partir de determinada escala ou distribuição
intergeracional, para depois obter a distribuição intergeracional justa ou escala sustentável é
um raciocínio circular. Para ele, a taxa de juro determinada no mercado não é necessariamente
uma variável importante uma vez que, numa situação de concorrência perfeita, o custo de
oportunidade do capital (determinante da taxa de desconto) na margem iria corresponder a
uma preferência temporal pura da geração atual (excluindo as gerações futuras).
Em quarto lugar, os economistas ecologistas acreditam que se continuarmos com a depleção
do CN, o futuro ficará mais pobre, pelo que um dos argumentos para uma taxa de desconto
18
positiva torna-se inválido (Daly & Farley, 2011). Daly e Farley (2011) defendem que apenas
os bens e serviços de mercado devem ter taxas de desconto positivas, chegando a sugerir que
o CN seja descontado a uma taxa negativa:
“ (…) se acreditamos que o capital natural deve ser tratado separadamente do capital
manmade (porque são complementos em vez de substitutos e o capital natural tornou-
se o fator limitativo), então o declínio de capital natural, junto com a lei da utilidade
marginal decrescente, sugerem que devíamos aplicar uma taxa de desconto negativo
ao capital natural.” (p.318)
Por todas estas razões, a EE é cética em descontar o futuro em larga escala e para grandes
horizontes temporais5.
2.3.4. Substituibilidade vs Complementaridade
Por substituibilidade, considera-se a capacidade relativa de um fator ou bem ser usado no
lugar de outro. Já complementaridade, o oposto de substituibilidade, consiste na necessidade
de bens e fatores serem usados de forma combinada, ao invés de serem alternativas uns aos
outros (Daly & Farley, 2011).
Os neoclássicos encaram o CN e o CM maioritariamente como substitutos, enquanto os
ecológicos vêem-nos como complementos quase perfeitos, sendo substitutos num espectro
muito curto. As consequências desta dicotomia traduzem-se no foco de certos neoclássicos
no valor agregado do capital (sustentabilidade fraca), enquanto os ecologistas alertam para o
capital com menor abundância servir de fator limitativo, sendo que, num paradigma de
“mundo cheio” trata-se do capital natural (sustentabilidade forte) (Daly, 2005). Este aspeto
será mais explorado no capítulo dos debates.
2.3.5. (Des)acoplamento entre o PIB e o throughput
Os neoclássicos consideram esta ligação muito mais flexível que os ecológicos, que
consideram que existe uma ligação estreita entre estes indicadores. Os neoclássicos veem o
progresso tecnológico como a solução para o desacoplamento da economia face ao sistema
5 A EE insurge-se contra o desconto exponencial do futuro referindo também que estudos da economia comportamental apontam que as pessoas descontam o futuro de forma hiperbólica, ou seja, a taxa de desconto cresce mais rápido no futuro próximo do que no futuro distante (Daly & Farley, 2011; Gowdy & Erickson, 2005).
19
biofísico, permitindo um “crescimento económico sustentável”. Para os economistas
ecologistas, por muito que o avanço da tecnologia aumente a eficiência no uso dos recursos,
isso não significa que a escala da economia não aumente. Daly (2006) alerta para o paradoxo
de Jevons, em que uma eficiência superior produz um efeito no mesmo sentido do aumento
da oferta do fator, o que diminuirá o seu preço e incentivará ao aumento da quantidade
consumida. Assim, mesmo que o throughput por unidade monetária do PIB diminua, o
aumento da procura poderá fazer o throughput absoluto crescer. Como tal, a EE advoga uma
política de “frugalidade primeiro”, ao invés de “eficiência primeiro” (Daly, 2006). Impor
limites quantitativos à escala vai aumentar os preços dos fatores de produção e encorajar o
aumento da eficiência.
A existência do paradoxo de Jevons e a sua magnitude é um assunto que, ainda hoje, despoleta
vários debates no campo da economia (Juknys, Liobikiene, & Dagiliute, 2014; Perez-
Carmona, 2013). Apesar das possibilidades empíricas de estudo, as estimativas ainda
apresentam metodologias pouco claras (Madlener & Alcott, 2009), apesar de se assistir a
certos casos como o da UE, a um certo grau de desacoplamento entre as emissões/consumo
energético e a atividade económica (PIB) (Denny Ellerman, Marcantonini, & Zaklan, 2016).
Além disso, o crescimento económico também é muitas vezes apontado pela EN como
solução para os problemas ambientais, uma lógica que é sustentada pela teoria de Kuznets
ambiental, que prevê que a relação entre o PIB per capita e a degradação ambiental se reflete
numa curva em U-invertido. Nesta curva, a partir de um determinado agregado (ponto de
inflexão), a degradação ambiental começa a diminuir com o aumento do crescimento
económico. No entanto, esta teoria só foi validada empiricamente para determinados gases
poluentes, não se aplicando a stocks de recursos naturais nem a gases com custos mais
dispersos e de longo-prazo como o CO2 (Arrow et al., 1995; Stern, 2017).
2.3.6. (Des)acoplamento entre o PIB e o bem-estar
De forma geral, os países que apresentam um PIB per capita mais elevado são aqueles cujas
populações apresentam um nível de bem-estar superior (Bannister & Mourmouras, 2017). A
abordagem neoclássica identifica o bem-estar largamente como uma função do consumo e
defende que o rendimento é um bom indicador para o progresso económico. No entanto, os
economistas ecologistas consideram que, a partir dum determinado valor, o crescimento do
PIB não proporcionará um aumento do bem-estar (Max-Neef, 1995). Há duas análises
20
paradigmáticas desta divisão. Nordhaus e Tobin (1972) validaram a correlação entre estas
duas variáveis nos EUA no período de 1929-1965 e Daly e Cobb (1989), usando outro índice
de avaliação de bem-estar (ISEW), rejeitaram uma relação tão acentuada a partir de 1947, e
consideraram-na como possivelmente inexistente a partir de 1980 (Daly & Farley, 2011).
Concluem que, a partir de certo ponto, o bem-estar advém apenas do rendimento que se tem
relativo aos outros. Isto implica que, a certa altura, com o crescimento económico, o aumento
do bem-estar de alguém irá implicar a diminuição do de outrem.
2.3.7. Importância daquilo a que é adicionado valor e o valor
adicionado em si
A principal reivindicação dos ecologistas é que a Natureza deveria ter um valor intrínseco.
Daly (2003) refere-se à diferença entre o valor do capital e trabalho (valor adicionado) e o
valor da Natureza ou CN (aquilo a que é adicionado valor). Os recursos naturais e os serviços
dos ecossistemas retiram o seu valor da quantidade de trabalho e capital necessários para
usufruir deles. Assim, as rendas recebidas pelos donos dos recursos naturais são fruto da sua
exploração económica, ou seja, da aplicação dos fatores produtivos trabalho e capital. O
epítome desta lógica é o PIB, que representa a soma do valor criado pelo capital e trabalho
de todos os bens e serviços finais (visão neoclássica).
Os economistas ecologistas defendem que é mais difícil acrescentar valor a recursos naturais
de baixa entropia do que de alta entropia. Para eles, o valor atribuído aos recursos naturais
deve ser baseado na recetividade desses recursos a ganharem valor através de capital e
trabalho (Daly, 2007b). Este conceito é semelhante ao de renda económica, ou aplicando a
recursos naturais, renda de escassez. Isso é confirmado pela proposta de Daly e Farley (2011),
em que o governo cobraria às indústrias extrativas royalties equivalentes à renda de escassez6.
2.3.8. Categorias mal concebidas no PIB
Costanza and Daly (1992) alertam para a necessidade da medida do rendimento (PIB) dar
conta do CN, uma vez que o seu consumo não vai deixar a capacidade produtiva e de
consumo intactas para o futuro. Para eles, à semelhança do que é feito com o CM, o CN deve
ser sujeito a taxas de depreciação e depleção. Outro aspeto referido por estes autores é que
6 (Daly & Farley, 2011) (p.197)
21
certas despesas não deveriam ser contabilizadas no PIB, na medidaa que representam custos
incorridos para mitigar efeitos externos do uso excessivo de recursos ou do
congestionamento da atividade humana.
Assim, uma das recomendações de Daly (2010a) é reforma da contabilidade nacional,
categorizando o PIB em custos e benefícios e comparando-os marginalmente. Daly e Cobb
(1989) (citado por Perez-Carmona, 2013) operacionalizaram estas recomendações com a
criação do indicador Index of Sustainable Economic Welfare (ISEW)7.
De notar contudo, que há economistas neoclássicos que apresentam uma visão que se
aproxima da EE, propondo a correção do produto nacional líquido para este incluir o uso
de recursos naturais e a deterioração do ambiente (Solow, 1993):
“ (…) os ajustamentos apropriados necessários para medir os stocks e fluxos de recursos
naturais e de ativos ambientais não estão a ser feitos nas contabilidade nacionais
publicadas (…) o produto nacional líquido devidamente ajustamento daria um indicador
mais significativo da contribuição para o bem-estar económico.” (p.163)
2.3.9. Internacionalização vs Globalização
Daly (2007) distingue internacionalização de globalização. A primeira passa pelo ligação
crescente entre países através de acordos comerciais, tratados internacionais, relações
culturais entre outros, mas mantendo cada nação como o principal centro político. Já a
globalização refere-se à integração económica de cada país numa economia global, sustentada
no comércio livre e no movimento de capital e trabalho através de movimentos migratórios.
Para Daly (2007b), existem quatro problemas principais com a globalização. O primeiro passa
pela dificuldade acrescida que esta traz à internalização dos preços. No contexto competitivo
atual, as nações que internalizem os custos sociais e ambientais nos seus preços perdem
competitividade perante as nações que não o façam. Como tal, Daly (1996) dá ênfase à
necessidade de implementar um protecionismo face às nações que não realizam uma
internalização de custos eficiente. Além disso, a globalização aumenta as desigualdades de
rendimentos no interior dos países desenvolvidos, em resultado da concorrência de salários
mais baixos nos países em desenvolvimento. O segundo problema apontado por Daly
7 Ver também outro economista ecologista que estabelece a fundamentação teórica deste indicador (Lawn, 2003).
22
(2007b) é a perda da capacidade produtiva nacional, sob o mantra de expandir as empresas a
nível global. De acordo com ele, isto provoca situações monopolistas e incapacidade de
regulação governamental. O terceiro problema consiste no comércio livre e circulação livre
de capital, o que provoca a especialização excessiva dos países. Neste contexto de vantagem
comparativa no comércio, defende a imobilidade do capital. O último problema prende-se
com a atribuição de direitos de propriedade intelectual ao conhecimento, que como bem não
rival e apenas excluível por forma de patentes, deveria ser partilhado e de acesso livre
internacionalmente.
23
2.4. Princípios operacionais
Daly e Farley (2011) apresentam seis princípios de planeamento e implementação de políticas
que a EE deve seguir:
1. Cada objetivo político independente requer um instrumento político independente8:
aplica-se aos problemas económicos reconhecidos pela EE (explorado mais à
frente);
2. As políticas devem procurar obter controlo ao nível agregado sem sacrificar a
liberdade e a variabilidade ao nível micro: por exemplo, impor uma política restritiva
às emissões globais foca-se em primeira linha no valor agregado.
3. As políticas devem dar uma margem de erro ao abordar o sistema biofísico: há
bastante incerteza envolta dos limites ecológicos e a estrutura dos ecossistemas é
composta por sistemas complexos com comportamentos não lineares, o que
aumenta a sua imprevisibilidade. Uma margem de erro irá garantir maior segurança
e menor restrição das liberdades coletivas e individuais, que iria ocorrer em
consequência dos limites biofísicos.
4. As políticas devem reconhecer as condições iniciais de partida: é sensato um certo
gradualismo, usando instituições já existentes (sistema de mercado, regulação
governamental, propriedade privada, propriedade pública, etc.) para atingir os
objetivos.
5. As políticas devem-se adaptar a alterações nas condições: os resultados reais das
políticas devem ter mais peso do que teorias estilizadas. O processo de desenvolver
e implementar uma política deve responder ao feedback do mundo real, alterando as
políticas à medida que as condições mudam.
6. O centro político deve ser congruente com as causas e efeitos dos problemas em
questão: as decisões políticas devem seguir o princípio da subsidiariedade, ou seja,
os problemas devem ser resolvidos no domínio mais pequeno possível, por
instituições à mesma escala do problema. Problemas globais como o aquecimento
global devem ter uma solução global, enquanto problemas locais como a recolha do
lixo devem ser resolvidos localmente. Estas escalas nunca se devem misturar.
A juntar a estes princípios gerais de desenvolvimento e implementação das políticas,
8 Alusão ao princípio de Tinbergen.
24
Costanza and Daly (1992) apresentam alguns princípios operacionais da sustentabilidade
forte, ou seja, manutenção do capital natural agregado:
1. Limitar a escala da atividade humana a um nível que esteja dentro da capacidade
assimilativa do planeta.
2. Usar o progresso tecnológico para aumentar a eficiência e não o throughput. Isso pode
ser feito com políticas de tributação sobre o uso de recursos.
3. O CN renovável deve ser explorado de forma a maximizar o seu rendimento, mas
sob a restrição da sustentabilidade. Na sua função de fonte (source), deve ser usado a
um ritmo inferior ao seu ritmo de regeneração e na sua função de sumidouro (sink),
as emissões de resíduos não devem exceder a capacidade assimilativa do ambiente.
4. CN não renovável deve ser explorado ao ritmo a que se encontram substitutos
renováveis, de forma a manter constante o rendimento anual do agregado do capital
natural.
2.4.1. Escala, distribuição e alocação
As linhas normativas da EE traduzem-se no reconhecimento de três problemas económicos
distintos: escala da economia relativamente ao ecossistema, distribuição de riqueza e alocação
de recursos (Costanza, Cumberland, Daly, Goodland, & Norgaard, 1997; Daly, 1996, 2003).
A escala refere-se ao volume físico de throughput relativamente à capacidade de carga,
podendo-se considerar como o consumo de recursos per capita multiplicado pela população
(Costanza et al. 1997). Uma boa escala é sustentável, no sentido em que o seu CN não diminui
ao longo do tempo. A relevância da escala está na sua relatividade para com a capacidade dos
ecossistemas em regenerar recursos (inputs) e assimilar poluição (outputs). A distribuição
consiste na divisão relativa do fluxo de recursos na forma de bens e serviços finais entre
pessoas alternativas ao longo do tempo (gerações presentes e futuras). Uma boa distribuição
é justa, na qual a desigualdade é limitada a um nível máximo aceitável. A alocação refere-se à
divisão relativa do fluxo de recursos entre produtos alternativos. Uma boa alocação é
eficiente, significando que se alocam recursos entre os diferentes usos em conformidade com
as preferências individuais, que por sua vez são influenciadas pela capacidade do indivíduo
para pagar. O mercado vai assegurar esta eficiência através dos mecanismos de oferta e
procura (Costanza et al., 1997).
Estes elementos estão interligados uns com os outros, mas alcançar um dos objetivos não
25
implica que os outros se cumpram. A economia mainstream concentra-se largamente na
alocação de recursos e nas formas de a tornar eficiente, sendo que também lida com
problemas de distribuição da riqueza de forma separada, através de políticas redistributivas.
Os neoclássicos não veem a escala como um problema separado da alocação. No caso de
externalidades, é possível determinar políticas que mitiguem os seus efeitos por via da
operação do mercado, atribuindo posteriormente ao sistema de preços a sinalização da
escassez. Daly (1996) objeta que é um raciocínio circular usar os preços do mercado para
calcular o custo-benefício duma mudança na escala ou na distribuição, uma vez que esses
mesmos preços são obtidos a partir de uma dada escala e distribuição de partida.
Por outro lado, a EE reconhece a necessidade de tratar estes três problemas de forma
separada e numa lógica sequencial (Daly, 1992). O mercado só consegue fazer uma alocação
eficiente de bens privados (excluíveis e rivais). Partindo deste pressuposto, uma escala
sustentável deve-se estabelecer previamente ao funcionamento do mercado. Isto passa por
“enclausurar” o CN rival (recursos comuns) em “trusts” públicas, atribuindo-lhes um preço
para mais tarde ser estabelecida um limite agregado (cap) do número de licenças
transacionáveis que respeita a escala sustentável de uso e exploração desses recursos comuns
(decisão sobre qual o cap apoiada em indicadores biofísicos). Esta limitação da escala
transforma bens livres em bens económicos.
Para a EE, a sustentabilidade ecológica e a justiça social são valores objetivos fundamentais,
não estando sujeitos a preferências individuais. A EE considera que os critérios de
sustentabilidade e justiça devem ser definidos politicamente, externamente ao mercado (Daly
& Farley, 2011):
“Estas, obviamente, não são questões da economia de mercado; pelo contrário, são
biofísicas e culturais. Devem ser socialmente e politicamente determinadas, e assim,
como uma questão de políticas, estas decisões podem ser tomadas mais ou menos
simultaneamente.” (p.418)
A partir do momento em que estes dois fatores são pré-determinados, o funcionamento de
mercado iria garantir uma alocação eficiente. Aludindo ao princípio de Tinbergen, Daly e
Farley (2011) apontam para a necessidade de utilizar ferramentas políticas diferentes para
resolver problemas políticos independentes. Assim, a EE considera que são necessários três
instrumentos distintos para resolver os três problemas económicos.
26
2.4.1.1. Escala sustentável
Daly (2003) define a escala da economia na sua componente de trabalho e de CM acumulado,
e na componente do fluxo anual de recursos (energia e matéria) necessário para manter a
atividade económica (throughput). Como já foi referido, marginalmente, este fluxo tem
tradução na depleção inicial de recursos (sources) e na poluição que o seu uso causa (sinks).
Daly (2003) entende uma escala sustentável como a circunscrição da atividade económica aos
limites biofísicos do planeta, colocando um limite sobre o throughput, para que este se
mantenha abaixo da capacidade regenerativa e de absorção dos ecossistemas. Para ele, uma
escala é sustentável se gerar mais benefícios que custos e puder ser mantida por um período
de tempo prolongado. Esta definição segue os princípios operacionais de Costanza e Daly
(1992) apresentados anteriormente.
Para a determinação prévia das questões de escala e distribuição, Daly (2003) propõe limites
macroeconómicos que reflitam valores de sustentabilidade e justiça social, rejeitando a teoria
subjetiva de valor da EN, e reiterando que a justiça distributiva e a sustentabilidade ecológica
são valores sociais objetivos:
“Estes são valores coletivos, não são preferências individuais. Se seguirmos os
economistas convencionais em reduzir todo o valor ao nível do agregado do gosto
pessoal subjetivo, então não seremos capazes de apreender ou suportar no mercado
o verdadeiro peso dos valores sociais objetivos, tal como a distribuição justa e a
sustentabilidade ecológica.” (p.98)
De forma a estabelecer o valor social de sustentabilidade em termos operacionais, Costanza
e Daly (1992) definem operacionalmente DS como a manutenção ou não decrescimento do
capital natural total (agregado do renovável e não renovável). Como já foi dito, esta é uma
definição de sustentabilidade alternativa ao consumo não decrescente ou à utilidade não
decrescente dos neoclássicos (Ayres, Bergh, & Gowdy, 1998).
Daly (2003) leva a cabo um conjunto de raciocínios9 para conceptualizar a escala ótima da
economia, mas aceita que esta não é passível de ser determinada com exatidão. Em termos
práticos, considera que:
“ (…) para propósitos de políticas, não precisamos realmente de medidas empíricas
9 Já apresentados na figura 1.
27
exatas da escala ótima.” (p.95)
No entanto, reconhece a importância de uma estimativa que relativize a escala atual à escala
ótima, para fins de implementação de políticas:
“Podemos ter razões para acreditar que existe uma escala ótima, e que estamos acima
ou abaixo dela, sem saber exatamente onde ela está. Para propósitos de políticas um
juízo sobre qual o lado do ótimo em que estamos é o que é crítico.” (Daly, 2007a)
(p.71)
No contexto de operacionalização, o constrangimento de escala poderia traduzir-se na
implementação dum cap sobre o throughput, que determinaria a quantidade de bens e serviços
transacionados no mercado. Este desempenharia a sua função alocativa sob esta restrição. As
ferramentas políticas deste ponto serão exploradas posteriormente.
2.4.1.2. Distribuição justa
No seguimento da limitação prévia da escala de uso de recursos, na lógica de políticas CaT,
impõe-se a questão da distribuição desta escassez (Daly, 1992). Uma distribuição justa de
riqueza significa, em primeiro lugar, uma amplitude máxima aceitável de desigualdade. Os
economistas ecologistas consideram que esta distribuição, à semelhança da escala, deve ser
determinada previamente ao funcionamento em mercado (Daly, 1992; Daly & Farley, 2011).
Para além da distribuição à partida que está restringida ao cap, Daly (2003) e Daly e Farley
(2011) também defendem políticas de redistribuição, de forma a aumentar a utilidade social
agregada, o que se traduzirá num aumento do benefício social líquido. Para eles, assumindo
o princípio da utilidade marginal decrescente e o princípio democrático de que a utilidade de
todas as pessoas conta igualmente, o rendimento transferido dos mais ricos para os mais
pobres (tendo os segundos uma utilidade marginal superior) aumentará o benefício social
líquido. Os autores advogam um ponto aceitável de desigualdade que reflita “valores sociais
de justiça” acordados socialmente.
Para a EE, a distribuição deve focar-se quer na riqueza quer no rendimento e abranger os
bens de mercado ou não mercantis. Em particular, as suas propostas para assegurar uma
distribuição justa (são semelhantes às políticas da economia do bem-estar, seguindo o
pensamento de Henry George) envolvem que a sociedade deva partilhar os retornos sobre a
terra ou recursos naturais. Neste sentido, cabe ao governo implementar políticas públicas e
de distribuição, como financiar projetos públicos que tragam benefícios sociais e reduzir os
28
impostos sobre os mais pobres (Daly & Farley, 2011).
2.4.1.3. Alocação eficiente
Uma boa alocação de recursos é eficiente, no sentido de que permite gerar o maior excedente
económico possível. Essa alocação será ótima de Pareto, no sentido de que não é possível
realocar recursos de forma a aumentar o bem-estar de alguém sem diminuir o bem-estar de
um terceiro. Sob determinados pressupostos, a alocação eficiente é garantida pelo mercado
descentralizado, através dum sistema de preços que alcança o equilíbrio entre a oferta e a
procura. O sistema de todas as equações que equilibram a oferta e a procura, determinando
o preço e quantidade de cada bem e serviço transacionado na economia, constitui o equilíbrio
geral do mercado (Daly e Farley, 2011).
Para a EE, esta definição de eficiência é limitada pois, entre outras condições, somente se
aplica à situação em que os custos e benefícios são privados. O mercado concorrencial é
eficiente na alocação de bens rivais (cujo consumo ou uso de alguém reduz o montante
disponível no futuro para outros) e excluíveis (recursos passíveis ao controlo de quem pode
ou não usá-los ou consumi-los); o mecanismo de mercado não consegue alocar certos bens
que não possuam estas propriedades, como bens públicos e recursos comuns (Daly & Czech,
2004). Assim, a EE acentua a importância de estudar a natureza do CN e dos bens e serviços
ambientais para chegar à melhor forma destes serem alocados (Daly, 2003).
Como o mercado estará sujeito aos requisitos da pré-determinados de escala sustentável e
distribuição justa, os preços que gerar irão sinalizar a escassez, ou seja, irão realmente
“internalizar” a escassez absoluta de CN (Daly, 1992; Daly & Farley, 2011).
29
2.5. Políticas
Os economistas ecologistas concretizam as suas linhas ontológicas, normativas e princípios
operacionais com políticas concretas que incidem sobre os três problemas já discutidos:
escala, distribuição e alocação.
2.5.1. Políticas de escala
Partindo duma realidade de “mundo cheio”, é necessário transformar os bens e serviços
ambientais finitos mas de acesso livre em bens escassos, integrando-os no sistema de preços
(Daly, 2006). Nesse sentido, deve ser imposto um limite à escala do CN, tornando-o num
bem económico passível de ser transacionado no mercado. A este respeito, existem várias
políticas familiares à EA: regulação direta, taxas e subsídios pigouvianos e mercados de
licenças (Daly e Farley, 2011).
2.5.1.1. Regulação direta
A regulação direta é dos mecanismos de afetação de escala mais usados e pode assumir várias
formas. Pode passar por banir atividades ou substâncias que têm impactos ambientais
inaceitáveis ou por limitar quantitativamente certos poluentes ou emissões de empresas ou
indivíduos. Exemplos disso são os poluentes orgânicos persistentes (POPs) banidos de
produção, como os de pesticidas DDT em vários países, entre outros POPs banidos pela
convenção de Estocolmo (Stockholm Convention, 2008)10.
No controlo de quantidades, um exemplo são os testes de emissões que os veículos em
muitos países têm de realizar. Uma hipótese de critério passa por impor uma regulação BACT
(best available control technology). Esta ferramenta é de verificação e implementação fáceis, mas
não promove a eficiência alocativa e tem alternativas menos custosas. Além disso, quebra o
princípio operacional de atingir o controlo agregado sacrificando o mínimo de liberdade ao
nível microeconómico (Daly e Farley, 2011).
2.5.1.2. Impostos e subsídios pigouvianos
Um imposto pigouviano consiste na imposição duma taxa de imposto equivalente aos custos
ambientais marginais, de forma a estes serem internalizados no preço e fazer com que o
10 Os CFC também foram um produto banido internacionalmente em 1987, sob o âmbito do Protocolo de Montreal.
30
equilíbrio de mercado seja tal que traduza os impactos ambientais. Uma dificuldade passa
por não ser possível medir com precisão o custo ambiental marginal, o que torna impossível
determinar o nível preciso do imposto, além da taxa de imposto ter de ser dinâmica para se
adaptar às alterações nas condições do mercado ao longo do tempo. O que está subjacente
nesta política é o aumento dos preços de forma a reduzir a quantidade procurada. Esta
ferramenta não garante eficiência perfeita, mas vai reduzir os impactos ambientais com
custos menores que a regulação direta.
O subsídio pigouviano, usando incentivos semelhantes ao imposto, segue a lógica inversa.
Enquanto o imposto segue o princípio do “poluidor-pagador”, o subsídio estabelece que a
sociedade deve pagar ao agente económico para este não poluir. Se o subsídio for superior
ao custo marginal de abatimento, a empresa vai reduzir a poluição. No entanto, o subsídio
cria o efeito perverso de aumentar a quantidade oferecida, e de incentivar o aumento número
de empresas (Daly & Farley, 2011).
2.5.1.3. Mercado de licenças
Este mecanismo favorece o controlo de quantidades físicas, permitindo ao mercado fazer os
respetivos ajustes de preços. Primeiramente, estabelece-se uma quota máxima para a extração
de recursos (sources) ou para um determinado número de licenças de emissão (sinks). A
cap/quota deve reconhecer os serviços presentes e futuros do CN. As licenças poderão ser
distribuídas gratuitamente baseado no histórico de uso ou poluição dos agentes económicos
(grandfathering), por venda ou por leilão. À semelhança do imposto e do subsídio, a quota
máxima deve ser ajustável a nova informação. Uma vantagem deste esquema é que a alocação
de licenças no mercado, enquanto o seu custo marginal de abatimento da poluição for menor
que o preço das licenças, serve de incentivo às empresas para continuarem a reduzir as
emissões e extração de recursos de forma a maximizarem o lucro. Esta abordagem é utilizada
nos Estados Unidos para regular as emissões de dióxido de enxofre e noutros países para
regular as pescas (quotas sem transação). Um exemplo paradigmático são os mercados de
licenças de emissão em vários países (nomeadamente o mercado europeu de carbono) (Daly
& Farley, 2011).
31
2.5.2. Opções políticas da EE para uma economia steady-state
2.5.2.1. Escala
A ferramenta política predileta da EE são os mercados de quotas/licenças, uma vez que
seguem uma estrutura hierárquica e independente para lidar com os problemas de escala,
distribuição e alocação (Daly, 1992). Além disso, ao estabelecer uma quota, favorecem-se
mecanismos de controlo de quantidades físicas (reconhecimento da escassez absoluta),
permitindo o respetivo ajuste dos preços no mercado, ao invés do controlo dos preços
através de impostos e subsídios para obter uma quantidade ótima de consumo. É neste
sentido que Daly (2010, 2013) propõe um esquema de mercado de licenças distribuídas por
leilão (cap-auction-trade) para recursos básicos como os combustíveis fósseis, sendo extensível
no futuro a todo o CN rival, como os setores como as pescas e exploração florestal. A quota
ditaria a escala biofísica, o leilão (realizado periodicamente pelo governo) distribuiria de
forma transparente as licenças a empresas e indivíduos ao mesmo tempo que angariava
receitas públicas e o mercado alocaria eficientemente as licenças. Isto segue o princípio de
refletir a escassez (transformar em bem económico) do CN rival (bem livre) (Daly, 2010a):
“Enclausurar os restantes recursos comuns de capital natural rival (e.g. atmosfera,
espectro eletromagnético, terras públicas) em trusts públicas e atribuir-lhes um preço
por um sistema cap-auction-trade ou por impostos.”
Idealmente, a imposição de um limite à escala seria feita na source ao invés da sink, pela sua
maior concentração espacial e facilidade de monotorização. Limitar a extração de recursos
vai indiretamente limitar a poluição, e a limitação da emissão de poluentes terá o mesmo
efeito na extração de recursos. O obstáculo a este princípio, como Daly e Farley (2011)
reconhecem, é o facto da maior parte das sources ter direitos de propriedade atribuídos,
enquanto o mesmo não se verifica com as sinks:
“As sources geralmente têm dono, e as sinks geralmente não têm dono. Controlar
diretamente as sources (depleção) envolve maior interferência com os direitos de
propriedade existentes do que controlar o acesso às sinks. Socializar toda a
propriedade de recursos depois dos recursos serem propriedade privada é
revolucionário. Socializar a sink sem dono, a atmosfera, e depois cobrar um imposto
de emissão parece ser menos ameaçador da propriedade privada do que um controlo
direto sobre a quantidade extraída.” (p.422)
32
Neste paradigma, Daly e Farley (2011) sugerem duas alternativas: o governo apropriar-se das
sinks e emitir uma quota de licenças de poluição ou as sources manterem-se dos donos
privados, mas o direito à extração deixar de ser um bem livre, com os donos a necessitarem
de obter licenças de extração através de leilões. Ao longo dos anos, o progresso tecnológico
tem conseguido resolver a escassez relativa das sources o que, associado ao crescimento da
poluição, tem dado um maior foco aos problemas ambientais das sinks. Inclusivamente, Daly
e Farley (2011) reconhecem que:
“Na verdade, a acumulação crescente produtos residuais provenientes dos
combustíveis fósseis e de impactos negativos que estes têm no ecossistema planetário
é provavelmente uma ameaça muito mais eminente para o bem-estar humano que a
depleção; a sink ficará cheia antes da source ficar vazia.” (p.81)
Seguindo o princípio da EE de taxar aquilo a que é adicionado valor (consumo de CN) e se
quer desencorajar (depleção e poluição), ao invés de taxar o que adiciona valor à Natureza e
se quer encorajar (capital e trabalho), Daly e Farley (2011) e Costanza e Daly (1992) propõem
um royalty e um imposto sobre a depleção de capital natural. As receitas obtidas com os
royalties ou um severance tax11 poderão servir para reduzir os impostos sobre os rendimentos
(distribuição). O imposto seria estabelecido com valorações aproximadas do CN, através de
métodos como os que já referi anteriormente. Para combater a regressividade do imposto
(os pobres pagariam um percentagem maior do seu rendimento), Daly (2005) propõe um
imposto sobre os itens de luxo ou um imposto nos maiores rendimentos. Os impostos
podem ser complementares ou alternativos aos mercados de licenças distribuídas por leilão.
Costanza e Daly (1992) insistem que estas ferramentas satisfazem quer os otimistas quer os
pessimistas tecnológicos, uma vez que vão aumentar os preços dos recursos naturais e reduzir
a sua quantidade procurada (baixar o throughput), promovendo o aumento da eficiência e
desenvolvimento tecnológico. A estes instruentos, Daly (2010a, 2013) propõe conjugar
tarifas ecológicas sob o comércio internacional, para anular a desvantagem competitiva que
as nações internalizadoras dos custos ambientais possam ter para com as nações que não o
fazem.
A EE também apresenta a ideia das empresas cobrirem a incerteza de impactos ambientais
dando uma garantia financeira equivalente às estimativas dos potenciais estragos ambientais.
11 Imposto sobre os proprietários dos recursos aquando da sua extração Daly (2005)
33
Esta garantia seria devolvida em caso de cumprimento, ou usada para financiar reparações e
compensar os lesados em caso de incumprimento (Costanza, Daly, & Bartholomew, 1991)
Daly (2010a, 2013) propõe outra restrição à escala na estabilização da população,
nomeadamente caminhar no sentido de igualar as grandezas da natalidade mais os imigrantes
com a taxa de mortalidade mais os emigrantes. Admitindo a dificuldade e a polémica desta
medida, Daly defende que isto poderia ser feito disponibilizando contraceção globalmente,
e apoiando o planeamento familiar voluntário.
2.5.2.2. Distribuição e redistribuição
Daly (1992) aponta que, à semelhança do que é feito nos mercados de licenças de emissão,
as quotas de licenças podem ser distribuídas inicialmente de forma igual entre cidadãos ou
empresas, ou como propriedade pública leiloada ou vendida pelo governo a indivíduos e
empresas. Anos mais tarde, Costanza et al. (2014) e Daly (2010, 2013) defendem que, no caso
da propriedade ser pública, o leilão é o melhor mecanismo de distribuição inicial das licenças
(rejeitando o grandfathering12). Depois da distribuição inicial, as quotas são transacionáveis
livremente por terceiros no mercado. As receitas obtidas do leilão das licenças (inicialmente
públicas) no mercado e as receitas resultantes dos impostos sob a depleção de CN, são fundos
que os governos passam a dispor para implementar políticas públicas e de redistribuição, tal
como a redução dos impostos sobre os rendimentos mais baixos (Costanza & Daly, 1992;
Daly, 2013).
Outra alternativa passa pela criação dum fundo que junta estes retornos associados ao uso
ou desvalorização do CN e os distribui igualmente por todos os cidadãos sob a forma de
dinheiro, que se traduziria numa redistribuição direta (Daly & Farley, 2011):
“Todos os cidadãos receberiam partes iguais, mas aqueles que poluíssem mais
pagariam mais, portanto iria ocorrer distribuição. A mesma ideia básica pode ser
usada com todo o capital natural sobre a suposição de que é uma dádiva da natureza
a todos os humanos, e não apenas a alguns.” (p.453)
Um exemplo paradigmático desta política é o Alaska Permanent Fund, que reúne, entre outras,
parte dos retornos das concessões às empresas extrativas de minérios e dos royalties cobrados
às empresas que extraem petróleo, com a distribuição de dividendos anuais pelos cidadãos
12 Distribuição gratuita das licenças de emissão gratuitamente, baseada no seu histórico de emissões.
34
do Alasca (APFC, 2019).
Neste sentido, Daly e Farley (2011) defendem a necessidade de maior distribuição da
propriedade do CM e do CN e dos seus respetivos retornos. Reconhecem que esta lógica, no
caso do CM, deve-se aplicar apenas ao capital novo que for criado de forma a não incorrer
em expropriações injustas e radicais. Apontam as organizações cooperativas já existentes
como uma boa solução para a distribuição mais equitativa do CM. Também referem que as
indústrias que têm parte da população local como proprietária têm um interesse maior em
que não se gerem externalidades negativas como a poluição. Relativamente ao CN, o fundo
do Alasca é um bom exemplo, uma vez que se trata duma forma indireta de atribuição de
direitos de propriedade a toda a população sobre certos recursos naturais. Este tipo de fundo
também é defendido por Costanza, que se junta a vários investigadores, entre os quais Elinor
Ostrom (prémio nobel da economia em 2009), na proposta da criação de um fundo comum
global para a atmosfera (Barnes et al., 2008).
Relativamente à distribuição justa, a proposta da EE que se destaca do convencional é a de
estabelecer limites superior e inferior ao rendimento que se pode auferir para limitar os níveis
de desigualdade (Daly, 2010a). Isto pode ser operacionalizado pela implementação de
impostos altamente progressivos que tendam para 100% a partir de um certo valor. Quem
atingir o limite pode escolher entre trabalhar gratuitamente a partir desse ponto ou dedicar-
se a outras atividades (serviço público, hobbies etc.), sendo a procura restante preenchida
pelos que estão abaixo do máximo. Daly e Farley (2011) justificam estes limites por
considerarem que as pessoas mais ricas ganham mais do que alguma vez conseguirão
consumir. Uma vez que têm todas as necessidades preenchidas, vão ter mais tendência a
entrar em consumo conspícuo, o que é problemático para a escala da economia. Assim, estes
autores também propõem impostos progressivos sobre todos os tipos de riqueza,
nomeadamente impostos sobre as heranças e um imposto progressivo sobre o consumo13,
que devido à utilidade marginal decrescente, vai no sentido de aumentar o benefício social
líquido. Não consideram que isto vá inibir o crescimento económico, e que mesmo que o
faça, tem o efeito positivo de limitar a escala da economia.
2.5.2.3. Alocação
Neste ponto, a EE levanta mais questões de debate do que propriamente propostas
13 Por exemplo, imposto sobre itens de luxo (Daly, 2005).
35
concretas. Daly e Farley (2011) propõem a subsidiação dos setores privados que gerem
externalidades positivas na forma de bens públicos. Também defendem que a publicidade
cria desejos de consumo, mas não capacita ninguém para satisfazer esses desejos. Neste
sentido, consideram a publicidade um redutor do bem-estar, que deveria deixar de ser
considerado um custo de produção e passar a estar sujeito a tributação especial.
Daly (2006) também alerta para importância de reconhecer os bens que são inerentemente
não-escassos e não-rivais, retirando-os do sistema de preços do mercado (ex. conhecimento,
cuja partilha não incorre em nenhum custo de oportunidade, mas cujas patentes o tornam
excluível). Inclusivamente, propõe que as ajudas internacionais passem a ser menos sob a
forma de investimento estrangeiro e de empréstimos com juros e mais sob a forma de
partilha ativa de conhecimento14. Daly (2010, 2013) concretiza dizendo que a produção de
conhecimento novo deverá ser cada vez mais financiada publicamente e os direitos de
propriedade intelectual deverão diminuir.
Noutro aspeto, como já se falou, a EE reconhece alguma necessidade em valorar os bens
que não mercantis através de técnicas já usadas pela EA, mas alerta para a falibilidade das
mesmas. Daly e Farley (2011) questionam a validade de considerar valores monetários dos
bens e serviços não mercantis idênticos a valores de troca, para além da dificuldade associada
a internalizar estes valores:
“Apesar de ser extremamente importante estabelecer valores de bens e serviços fora
do mercado, é controverso se estabelecer valores monetários, que são idênticos a
valores de troca, é apropriado ou significativo. De qualquer forma, internalizar estes
valores não é uma tarefa simples.” (p.458)
Curiosamente, o artigo mais citado na revista Ecological Economics é um trabalho de valoração
do CN global nas suas componentes de recursos e de serviços dos ecossistemas (Costanza
et al. 1997). Uma das limitações da metodologia, reconhecida pelos próprios autores, é o uso
da análise marginal para atribuir valor ao CN agregado. Farley (2012) aborda como a análise
marginal se torna desapropriedada quando aplicada ao ecossitema global uma vez que, a
partir de um determinado agregado, estes sistemas complexos têm loops de feedbacks que
originam evoluções não lineares. Para mais, há uma incerteza grande de qual é o valor deste
14 A questão aqui passa por perceber os efeitos que isto poderá ter nos incentivos ao desenvolvimento de tecnologia, ou seja, quais serão os trade-offs entre a partilha de conhecimento e a inovação.
36
agregado (limites ecológicos), o que justifica o princípio da precaução da EE.
Relativamente aos serviços dos ecossistemas em concreto, estes têm interações complexas
impossíveis de perceber com exatidão à luz da valoração económica do mercado, uma vez
que o seu impacto se difunde no espaço e no tempo, sendo irrealista precisar os beneficiários
e prejudicados das perdas e ganhos destes serviços. Para Daly e Farley (2011), calcular um
valor de troca para os bens não mercantis de forma a decidir quais bens serão preservados é
falacioso. Assim, a EE tem uma posição mais abrangente:
“A economia ecológica adota uma perspetiva alargada de que tais metodologias são
desadequadas para capturar a extensão dos valores humanos e necessidades físicas
que temos por bens não mercantis. Em vez de gastar tempo a tentar calcular o preço
“correto” para bens não mercantis, a economia ecológica alerta que deveríamos agir
sobre o conhecimento de que zero é o preço incorreto, e usar o nosso tempo a tentar
melhorar e implementar políticas que reconhecem que eles têm valor significativo,
muitas vezes infinito, mesmo que não consigamos quantificá-lo precisamente.”
(p.463)
No entanto, Daly e Farley (2011) reconhecem a utilidade política de valorar bens e serviços
dos ecossistemas15:
“Valorar ecossistemas pode ter um papel importante em capturar a atenção do
público e dos decisores políticos, e pode dar ideias sobre políticas económicas
adequadas.” (p.463)
Nesta lógica, Farley e Costanza (2010) defendem uma abordagem adaptativa das instituições
às caraterísticas físicas e económicas de certos serviços de ecossistemas, definindo o
funcionamento de sistemas de pagamentos por estes serviços com base nas suas caraterísticas
de rivalidade, excluibilidade e escassez (ou abundância). Nos casos em que os serviços
assumem a forma de recursos comuns escassos (com caraterísticas inerentes de não-
exclusão), o mercado não é um bom mecanismo para os gerir. Neste caso, à semelhança da
proposta de Daly (2010a)16, Farley e Costanza (2010) consideram que são necessárias
15 Por exemplo, propõem a implementação de um subsídio internacional condicional, cujo montante pago varia conforme a diferença entre a realidade e o objetivo de preservação definido para o ecossistema até uma certa data. Isto permitirá reduzir os custos de transação e os problemas de assimetria de informação associados a subsídios tradicionais que não estão condicionados por um de larga escala. 16 Enclausurar CN rival em trusts públicas.
37
instituições coletivas cooperantes, que sigam o princípio da subsidiariedade, e que criem
condições para pagamentos ao setor privado, ou que aceitem a natureza pública dos serviços
e paguem por eles diretamente.
39
3. Pontos de debate da EE
Este capítulo tem o objetivo de apresentar algumas críticas e discussões em que as ideias da
EE e respetivos economistas ecologistas estiveram envolvidos. Está organizado por temas
em debate, pelo que os mesmos artigos serão referenciados mais do que uma vez entre
diferentes tópicos. As questões incluídas sujeitam-se às discussões e trocas de
correspondência académica que existiu, estando por isso ausentes certos aspetos da EE.
Alguns destes pontos não irão interferir diretamente com a grelha analítica que se vai
construir para a análise da documentação. No entanto, é construtivo para o trabalho fazer
esta exploração prévia. Depois do capítulo anterior, esta secção, apesar de poder apresentar
algumas redundâncias, ajudará a clarificar melhor certas ideias da EE, mostrando também
uma visão crítica das ideias do campo. Organizei a discussão pelos seguintes temas:
Conceito de desenvolvimento sustentável.
Descontar o futuro
Substituibilidade vs Complementaridade e o papel do progresso tecnológico
Relação entre escala, distribuição e alocação
Outros Pontos
3.1. Conceito de desenvolvimento sustentável
Beckerman (1994) reitera uma posição fulcral da escola neoclássica. As necessidades são um
conceito subjetivo, que varia ao longo do tempo entre pessoas com diferentes rendimentos,
culturas e nacionalidades. Para ele, o conceito de DS não tem nenhum interesse operacional
que não esteja já considerado na economia mainstream através do conceito de maximização
do bem-estar intertemporal. Critica a conotação moral do conceito de sustentabilidade,
defendendo que este se deveria cingir a uma definição meramente técnica, à semelhança de
como vê a definição de rendimento do economista John Hicks. Para Beckerman (1994), a
sustentabilidade nunca poderá ser um fim por si, pelo que a sua definição e a sua
desejabilidade são duas questões separadas. Ele rejeita o conceito de sustentabilidade nas suas
duas formas:
Refere que a sustentabilidade forte é moralmente intolerável, uma vez que consiste
na manutenção do CN de forma incondicional, mesmo que tal implique prejuízo para
40
o bem-estar humano.
Considera a sustentabilidade fraca um conceito redundante que já está previsto nos
modelos de maximização do bem-estar na economia mainstream, e que acaba por
traduzir o conceito de otimização já usado pelos economistas. Assim, uma vez que a
sustentabilidade fraca não apresenta nenhuma limitação à maximização do bem-estar,
não pode servir como constrangimento operacional.
Beckerman (1994) critica a definição tradicional de DS, seja com foco na manutenção da
utilidade (EN) ou do CN (EE), por admitir que os seus valores devem ser não decrescentes.
Seguindo uma perspetiva utilitarista, refere que o interesse individual dum ser racional é
promovido pela maximização do seu bem-estar, independente deste ser ou não decrescente
ao longo do tempo. Esta maximização intertemporal pode implicar uma descida do bem-
estar em certo ponto.
Daly (1995) concorda com a crítica de Beckerman (1994) à sustentabilidade fraca, mas rejeita
o que considera ser caraterização errada da sustentabilidade forte. Advoga que apenas podem
ser legadas às gerações futuras as condições físicas que potenciam o bem-estar. A utilidade
ou bem-estar não podem ser transmitidos para o futuro, apenas as condições para os atingir
sob a forma de CN, que é a base e o fator limitativo da atividade económica. Daly (1995)
defende que, em termos operacionais, a noção de sustentabilidade deve traduzir o não-
decrescimento do CN. No entanto, a sua conservação, apesar de importante, não deve ser
feita a qualquer custo, nomeadamente de bem-estar humano. Beckerman (1995) responde-
lhe e aponta-lhe nessa ressalva a falta dum critério para estabelecer os trade-offs aceitáveis entre
o bem-estar humano e a degradação ambiental. Noutros trabalhos, Daly (1999) refere que os
trade-offs entre os objetivos devem ser decididos de forma coletiva, ou seja, politicamente.
Nesta discussão, pode-se refletir até que ponto o uso da utilidade nos modelos económicos
tem um efeito operacional. Por exemplo, um economista neoclássico do calibre de Solow
rejeita a visão utilitarista de maximização do consumo intertemporal, considerando que este
deve ser mantido intertemporalmente, o que é operacionalizado pela manutenção de um
determinado stock de capital agregado (sustentabilidade fraca) (Solow, 1986).
41
3.2. Descontar o futuro
Beckerman (1994) afirma que a avaliação do interesse social de um projeto requer a aplicação
de uma taxa de desconto para maximizar o bem-estar intergeracional (otimização).
Beckerman (1994) não defende um desconto per se do bem-estar (baseado no tempo), mas
sim um valor associado ao menor custo futuro dos produtos (resultado do investimento e
progresso tecnológico) e que considere a lei da utilidade marginal decrescente (análise custo-
benefício com diferentes pesos em diferentes grupos de acordo como o rendimento). Aponta
que os ambientalistas interpretam erroneamente o desconto como uma atribuição de menor
valor ao bem-estar das gerações futuras. Beckerman (1994) reitera a não discriminação
puramente temporal, mas defende a necessidade de ser usada uma taxa de desconto para
racionar fundos limitados para investimento e para considerar o aumento da produtividade
como resultado do progresso tecnológico. Este desconto fará com que o consumo futuro
tenha menos valor que o presente, pelo que os investimentos tornarão as gerações futuras
mais ricas ao providenciar-lhes um excedente. Este excedente, a longo prazo, será
aproximado ao crescimento real da economia (Beckerman, 1994).
Em resposta a Beckerman (1994), Daly (1995) aponta que a taxa de desconto é um preço, e
como qualquer preço, é determinada com base numa dada distribuição de recursos. A mesma
lógica aplica-se à distribuição intergeracional. Uma vez que a riqueza está toda distribuída
pela geração atual, a taxa de desconto obtida nestes termos não reflete as preferências das
gerações futuras. Assim, decidir a quantidade de recursos destinados às gerações futuras com
base nas preferências da geração presente é inválido. Legar uma certa herança de recursos às
gerações futuras iria ter como resultado uma taxa de desconto diferente. Daly (1995) defende
que a sustentabilidade forte vai ao encontro deste problema. Afirma que o imperativo ao
nível de CN não decrescente é uma forma implícita de atribuir direitos de propriedade sobre
ele às gerações futuras. Na sua resposta, Beckerman (1995) aceita que a taxa de desconto é
obtida sem a consideração das preferências das gerações futuras. No entanto, aponta que
também não existem razões para afirmar que as preferências futuras correspondam a uma
determina taxa de desconto, nomeadamente a manutenção do CN, que implica que os seus
antepassados (geração atual) façam maiores sacrifícios. Neste caso, a adjudicação à geração
futura não introduz novos agentes no mercado. Assim, a herança atua via “restrição” à
42
operação do mercado, não representando preferências das gerações futuras, mas sim uma
restrição às procuras e ofertas da geração atual.
3.3. Substituibilidade vs Complementaridade e o papel do
progresso tecnológico
Este é um dos pontos de debate mencionados no capítulo 1 que separa a EE da EN e
sustenta a discussão entre as visões de sustentabilidade fraca e forte (Martins, 2016). Um
aspeto preliminar prende-se com a falta de clareza quanto às definições de substitutos e
complementos17.
Em resposta à crítica da parte de Beckerman (1995) de não entender as definições formais
de substitutos e complementos18, Daly (1995, 1997a) afirma que a melhor forma de
compreender a relação entre os inputs capital e trabalho por um lado, e CN por outro, é como
gross complements. Com referência ao caso de “complementos perfeitos”, em que o aumento
isolado de X ou de Y não faz aumentar o output, mas tal se verifica com o aumento
simultâneo de X e Y, Daly (1995) defende que complementaridade não se pode resumir a
uma “substituibilidade limitada”, porque isso implica que se pode produzir um output “quase
só” à custa do bem mais abundante e que aquele com menor oferta é o fator limitativo. O
CN (causa material) e o capital e trabalho (agentes de transformação) são essencialmente
complementos, sendo a sua substituição na margem da redução do desperdício de materiais
no processo.
Para Daly (1995, 1997a), CN e o CM são fundamentalmente complementos, uma vez que
toda a produção necessita de recursos naturais (causa material) como input, sendo o CM
17 A aceção usual é de que dois inputs são net substitutes na produção quando o aumento do preço do input X leva
a uma redução da quantidade de X e a um aumento da quantidade de Y, fixando a quantidade do output a um
certo nível (isoquanta) (Varian, 1992). Dois inputs são gross complements na produção quando o aumento do
preço do input X leva a uma redução das quantidades procuradas de ambos os inputs X e Y, gerando uma redução
do output. Dois inputs são gross substitutes na produção quando o aumento do preço do input X leva a uma redução
das quantidade procurada de X e ao aumento da quantidade procurada de Y, gerando uma redução do output.
Neste caso, o efeito rendimento no input Y será maior que o efeito substituição (Varian, 1992). Dois inputs
podem ser simultaneamente (net) substitutes e gross complements (Beckerman, 1995).
18 Ver também Common (1996) e Solow (1997a)
43
(causa eficiente) um agente transformador de inputs em outputs. Ou seja, por cada aumento
de output, serão necessários recursos naturais. Mas Beckerman (1995) considera esta definição
errónea, sustentando que apesar do CN ser necessário para a produção de CM, isso não
significa que ambos não possam ser substitutos entre si na produção de uma outra coisa.
Noutra resposta a Beckerman (1995), Serafy (1996) considera que este, apesar de distinguir
corretamente o conceito de complemento e de gross complement (em que a sustentabilidade
forte se baseia), interpreta mal o problema. Para ele, a discussão não revolve em torno da
análise estática da produção e da substituição e complementaridade entre fatores, mas sim a
relação entre o CN e o CM numa economia com escala crescente e com problemas
ambientais sérios como consequência.
Daly (1995) é crítico do uso da função Cobb Douglas nos modelos de crescimento, quer
porque representa a substituibilidade infinita entre fatores de produção, quer porque não
incorpora o CN, e mesmo quando o faz, não dá conta da restrição que este constitui num
“mundo cheio”.
Daly (1995) observa que a substituição que importa é a de recursos por capital, com os bens
a passarem a ser menos intensivos em recursos e mais de capital intensivo. Embora
reconhecendo a substituição marginal, salienta as complementaridades mais gerais (dando
como exemplo a reparação de automóveis vs reparação das estradas). Também considera que
uma menor necessidade de recursos para produzir um bem ou serviço é causada pelo
progresso tecnológico e não pela substituição de recursos naturais por CM num dado
produto. Beckerman (1995) critica-o de ignorar as implicações do progresso tecnológico,
considerando que este, associado ao aumento nos preços relativos dos recursos naturais,
darão um incentivo à substituição deste por CM; este facto não exclui a possibilidade de, na
ausência de progresso tecnológico e de alteração nos preços relativos, um aumento do output
necessita, nesse momento, de aumento da quantidade de todos os fatores. Isto não contraria
a definição de complementaridade de Daly (1995), na necessidade dum aumento de ambos
os tipos de capital para aumentar o output.
Contudo, a questão central, segundo Solow (1997), é a de substituibilidade de capital e
recursos não-renováveis por capital e recursos renováveis (particularmente a exploração
sustentável dos stocks renováveis como as pescas e florestas), facilitada ou impulsionada pelo
progresso tecnológico à medida que os recursos não renováveis se tornam mais escassos.
Daly (1997a) é muito cético da possibilidade de substituição entre CM e CN.
44
Solow (1997) e Stiglitz (1997) referem que a substituição direta de recursos por capital ocorre
via redução de desperdício com máquinas mais precisas, algo com que Daly (1997b) concorda
mas que defende que não invalida uma relação maioritária de complementaridade. Stiglitz
(1997) também considera que a evolução técnica, resultado do investimento em R&D, pode
reduzir o capital e recursos necessários para produzir uma mesma unidade de valor. Solow
(1997) aponta para a preponderância da substituição de recursos não renováveis por
renováveis, associada à adoção de métodos de produção capital-intensivo.
Neste ponto, como já se referiu, a EE é crítica das funções de produção neoclássicas. Daly
(1995, 1997a) relembra Georgescu-Roegen no seu apontamento de que as funções Cobb
Douglas e outras com elasticidades de substituição constantes retratam de forma errada uma
substituibilidade entre fatores a tender para infinito (nomeadamente entre recursos naturais
e CM). Segundo a perspetiva biofísica de complementaridade, em que é necessária uma
quantidade mínima de recursos naturais como inputs em todos os processos, estas funções
não representam a realidade biofísica de forma fidedigna. Assim sendo, ignoram a lei de
conservação de massa, algo que Solow (1997a) reconhece e explica pelo facto de tal não ter
sido um fator limitativo até então nas atuais economias industrializadas. Relativamente aos
constrangimentos da lei da entropia, que é vista como crucial na EE, Beckerman (1995) e
Solow (1997a) desvalorizam-nos por considerarem que não tem implicações na modelização
de crescimento.
Estas divisões traduzem-se na maior ou menor relevância que se dá aos limites biofísicos. Já
se referiu que a EE vê o CN como fator limitativo. No entanto, para a economia mainstream,
não existe um limite relevante, precisamente pela extensão da substituibilidade entre os dois
tipos de capital. A substituição é desencadeada por sinais de preço e pelo maior incentivo
que estes criam no progresso tecnológico por usos mais eficientes. A posição da EN é bem
sintetizada por van den Bergh (2001):
“Argumenta-se que a escassez de recursos naturais conduz através de informações de
preço a resposta em termos de substituição, poupanças e reciclagem de materiais, e a
inovações tecnológicas aos níveis de processo e produto.” (p.18)
Esta visão é denominada pela EE como “otimismo tecnológico” (Costanza, 1989)(Costanza,
1989). A sua lógica é a de que o progresso tecnológico continuará a aumentar a capacidade
de carga do planeta indefinidamente. Este progresso tecnológico responde às necessidades
de escassez em cada momento, sendo incentivado pelos sinais de preços de mercado a
45
encontrar substitutos ou a fazer um uso mais eficiente de recursos. Nesta lógica, Beckerman
(1994, 1995) não vê nenhum tipo de constrangimento sobre a escala da economia devida à
escassez de recursos. Se um recurso se tornar escasso, o seu preço no mercado vai aumentar,
o que fará com que o seu uso diminua e haja um encorajamento na procura de substitutos.
No ponto limite de escassez do recurso, o seu preço será tão incomportável que a sociedade
já terá lidado com a sua ausência. Beckerman (1995) reconhece que o mercado, apesar de
gerir bem os recursos naturais que nele são transacionados, tem demasiadas imperfeições
(principalmente ausência de direitos de propriedade bem definidos) para uma lógica laissez-
faire resolver os problemas ambientais globais. Assim, aponta para a necessidade de
investigação científica na avaliação económica dos ativos ambientais e dos custos da redução
da poluição de forma a alcançar preços mais fidedignos.
A visão da EE é mais cética, no sentido em que duvida da capacidade do progresso
tecnológico para expandir os limites ecológicos permitindo o crescimento físico da
economia. Defenderem que o CN e o CM são largamente complementares, e que o progresso
tecnológico que permite uma maior substituibilidade entre eles está restringido pelas leis da
termodinâmica para fazer a substituição entre eles. A EE partilha da confiança nos
mecanismos de mercado para transmitirem certos sinais de preço, mas apenas depois de se
restringir a escala da economia. Assim, apesar de reconhecer que o aumento do preço relativo
de um bem incentiva a procura de substitutos e o uso mais eficiente de recursos, considera
que a maior eficiência não compensa o crescimento absoluto do uso de recursos, traduzindo-
se no paradoxo de Jevons (Daly, 2006). Apesar de não ser uma resposta direta, Daly (1992)
apresenta um contraditório à confiança de Beckerman no mercado:
“Alguns argumentam que o sistema de preços vai “impedir que o barco se afunde”,
que quando chegarmos à linha Plimsoll o preço de adicionar uma unidade extra de
peso vai subir para o infinito. Esta visão vê a capacidade de carga como algo que está
a ser alocado por preços. Mas enquanto houver um excesso de capacidade de carga
o preço alocativo apropriado será zero. Portanto nesta visão o preço será zero até
disparar para infinito. E um preço zero não ajudaria a equilibrar a carga
eficientemente.” (p.192)
Por esta razão, a EE reconhece que o mercado consegue alocar certos bens e serviços
eficientemente, mas que a sua valoração marginal não consegue controlar o volume absoluto
da economia dentro de limites ecológicos.
46
3.4. Relação entre escala, distribuição e alocação
À semelhança do que já foi apresentado como uma das principais reivindicações da EE, Daly
(1992) sugere que a teoria económica não coloca o conceito de escala enquanto um problema
económico separado da alocação, mas que na prática, o reconhecimento dos três problemas
económicos e da sua independência levantados pela EE já existe nas políticas dos mercados
de licenças de emissão. Daly (1992) reitera aquilo que já foi apresentado no capítulo 1
(inspirado por Tinbergen19), ou seja, que a escala, a distribuição e a alocação são objetivos
independentes que, apesar de se interrelacionarem e apresentarem trade-offs entre si, devem
ser resolvidos com instrumentos políticos independentes e numa sequência lógica. Isto é
reiterado noutros trabalhos (Costanza, Cumberland, et al., 1997):
“Os problemas de alocação eficiente, distribuição justa, e escala sustentável são
altamente interrelacionados mas distintos; eles são mais efetivamente resolvidos
numa ordem prioritária particular, e são melhor resolvidos com instrumentos de
política independentes.” (p.81)
Numa troca de correspondência na revista Ecological Economics, Stewen (1998) considera que
as ideias de Daly (1992) são incompletas e ambíguas, abrindo aso a interpretações erróneas
ao usar o mercado de licenças de emissão como exemplo da relação entre os três objetivos.
Para ele, não é possível definir um ótimo estático para os três objetivos, sendo que estes
apresentam inúmeros trade-offs entre si, não podendo ser encarados de forma independente.
Stewen refere várias interdependências entre os objetivos, nomeadamente os efeitos
significativos que as políticas de contenção da escala podem ter na distribuição
intrageracional e na alocação eficiente dos mercados. Este autor defende a consideração de
um quarto objetivo de “estabilidade social”, como critério básico da elaboração das políticas
públicas. Discorda da análise estática de Daly (1992), propondo uma “coevolução
interdependente” entre os três (quatro) objetivos.
Na resposta a Stewen (1998), Daly (1999) clarifica a “independência” dos objetivos enquanto
definição matemática de independência entre equações e incógnitas que permite resolver um
sistema de equações simultâneas, no qual nenhuma equação é a reafirmação de outra. Afirma
19 O princípio de Tinbergen dita que, numa economia passível de ser descrita por um modelo linear, se a autoridade política tiver n objetivos/metas fixas, então estes objetivos poderão ser atingidos se estiverem disponíveis n instrumentos, cujos efeitos sobre os objetivos sejam linearmente independentes. (Costa, 2008). Assim, há um sistema de equações simultâneas e uma solução que satisfaz objetivos e restrições.
47
que a relação entre os objetivos segue uma sequência lógica, não constituindo uma hierarquia
normativa, tal como Stewen (1998) interpretou. Relativamente à existência de trade-offs entre
objetivos, Daly (1999) reitera o que tinha defendido antes, de que será o juízo coletivo prévio
a determinar as prioridades entre objetivos, e não os preços de mercado.
Daly (1999) crê que algumas das interdependências entre objetivos apresentadas por Stewen
(1998) são fictícias, contrapondo que uma redução na escala da economia seria proporcional
nos seus setores de forma a não afetar a alocação, algo que Stewen (1999) responde como
irrealista. Stewen (1999) reitera a importância das interdependências dos objetivos, alertando
que a visão de Daly (1992, 1999) ignora os processos políticos e as implicações sociais críticas
duma redução da escala da economia, bem como os desincentivos consequentes que
poderiam paralisar o mercado. Stewen (1999) está convicto que uma abordagem gradual e
dinâmica é a melhor estratégia para levar a cabo uma alteração ecológica estrutural nos países
industrializados:
“Uma direção de longo-prazo tem de ser esboçada aproximadamente, enquanto os
detalhes devem ser implementados em reação a efeitos de feedback e
desenvolvimentos indesejáveis. Com isso, a coevolução de todos os setores políticos
irá refletir as interdependências na sociedade.” (p.3)
Lawn (2004) comenta este debate entre Stewen e Daly, esclarecendo e concordando em
grande parte com Daly. Defende a sequência lógica de Daly (1999) para a resolução dos três
problemas económicos, considerando que os trade-offs entre eles e as complicações do
processo político não invalidam a necessidade de políticas distintas para cada objetivo.
Na sequência desta discussão, Malghan e Deepak (2010) apontam que existe uma confusão
na literatura da EE entre a definição positiva de escala e a definição normativa de “escala
ótima” (já definidas no capítulo 1), que se repercutiu nos debates decorrentes de Daly (1992).
A primeira responde à pergunta “Qual é a escala da economia relativamente ao ecossistema?”
e a segunda responde à pergunta “Qual deveria ser a dimensão da economia relativamente
ao ecossistema que a suporta?”. Assim, fazem a distinção entre “regras normativas” e
“benchmarks normativos” (Malghan, 2010):
“Enquanto regras normativas para qualquer escala, alocação, ou distribuição podem
ser especificadas sem referência às outras duas variáveis, os benchmarks normativos
formam um sistema interdependente.” (p.2263)
48
Malghan e Deepak (2010) estendem também o conceito de eficiência (que definem como a
distância a que cada medida está do seu benchmark normativo) à escala e à distribuição.
Desenvolvem um modelo que analisa de que forma as interdependências entre escala,
distribuição e alocação e as políticas dirigidas a cada um afetam a evolução dos três objetivos
ao longo do tempo. Apresentam um caso em que os feedbacks entre objetivos são
desconsiderados (independentes) e outro em que todas as eficiências (dos três problemas)
são interdependentes. De forma algo contraintuitiva, verificam que as eficiências dos três
objetivos ao longo do tempo são semelhantes entre os dois casos, e que o modelo é bastante
sensível à alteração de certos parâmetros.
Curiosamente, Malghan e Deepak (2010) retiram conclusões cuja interpretação pode apoiar,
em parte, quer Daly (1992, 1999) quer Stewen (1998, 1999). Para eles, a sensibilidade do
modelo às variações nas definições dos objetivos políticos (no caso de interdependência dos
objetivos) sublinha a importância dada por Stewen à coevolução entre a escala, distribuição
e alocação. Indicam também que há trade-offs significativos entre as eficiências dos três
problemas, o que demonstra que uma relação hierárquica estrita entre os ótimos pode ser
impraticável. Por outro lado, Malghan e Deepak (2010) também reconhecem a necessidade
da definição dos benchmarks normativos e avaliação dos trade-offs existentes entre objetivos ser
feita através de escolhas coletivas, e que tal é bem ilustrado pelo exemplo de CaT dado por
Daly (1992). A necessidade de definição dinâmica destes ótimos (o que requererá
considerações dos trade-offs) acaba por aceite e incorporada em trabalhos mais recentes de
Daly (Daly & Farley, 2011).
3.5. Outros pontos
Há outros pontos de crítica com menor relevância para o âmbito desta dissertação e que não
foram tão aprofundados. Por exemplo, os fundamentos EE, enquanto campo científico
coerente e estruturado tem sido postos em causa, quer dentro quer fora da escola. Também
existe uma crítica marxista e discussão mais recente com alguns ecossocialistas.
3.5.1. Fundamentos da economia ecológica
A EE tem sido criticada por dar pouca importância aos seus fundamentos teóricos (Nadeau,
2015; Spash, 2012). Como exemplo disso, apontam à EE que o seu ataque à teoria neoclássica
49
de valor subjetivo, análises marginais, entre outros, e simultaneamente, a aceitação do
mercado de licenças como representativo dos princípios da EE levam a incoerências com as
suas raízes ontológicas e epistemológicas (Nadeau, 2015; Spash, 2012; Pirgmaier, 2017).
Spash (2012) também afirma que esta inconsistência da EE está presente na sua filiação no
positivismo lógico da economia neoclássica enquanto epistemologia, bem como na
perspetiva utilitarista. Segundo vários investigadores da área, isto foi consequência de um
pluralismo metodológico excessivo20, sem um critério bem definido nos instrumentos de
análise que adota, abrindo espaço para a incorporação de teorias e metodologias neoclássicas
(Nadeau, 2015; Plumecocq, 2014; Saes & Romeiro, 2018; Spash, 2012). Nadeau (2015)
considera que:
“Numerosas tentativas têm sido feitas para explicar porque é que a economia
ecológica não terminou a jornada iniciada pelos fundadores desta disciplina e está
agora listada na revista Economic Literature sobre o título ‘Environmental Economics’.
A lista dos suspeitos usuais inclui um ênfase exagerado no pluralismo metodológico,
uma epistemologia precária e confusa, um falhanço em definir pressupostos
ontológicos, e uma falta de rigor científico.” (p.101)
No entanto, é importante reiterar que, dentro da EE existem várias visões divergentes, umas
que apontam para a aproximação à escola neoclássica e outras que apontam para um
afastamento da ortodoxia e criação de um caminho mais próximo às raízes fundadoras da
EE (em que esta dissertação se foca) (B. Anderson & M’Gonigle, 2012; Nadeau, 2015; Spash,
2012).
3.5.2. Economia de mercado sem crescimento
Mais recentemente, a EE e o seu objetivo duma economia estagnada têm sofrido críticas do
campo marxista e ecossocialista (Blauwhof, 2012; Pirgmaier, 2017; Smith, 2010a, 2010b), que
tiveram resposta direta de economistas ecologistas (Daly, 2010b; Farley & Washington, 2018;
Lawn, 2011). Em linhas muito gerais, estes críticos da EE consideram que a EE e o seu
modelo da economia steady-state são contraditórios dentro da organização capitalista.
20 Norgaard (1989) aponta a necessidade de pluralismo metodológico na EE, argumentando que é uma forma necessária para compreender os aspetos de um sistema complexo. Por outro lado, pode-se contrapor que compreender fenómenos complexos torna a análise mais incerta e exige maior esforço de simplificação. Assim, por vezes, a tentação de não simplificar, considerando demasiados dados, pode comprometer a definição analítica.
50
Acreditam que o crescimento económico está embutido no capitalismo através de
mecanismos como a competitividade e a procura do lucro (Smith, 2010a), sendo também
impossível alcançar uma economia estagnada sem implicações sociais negativas e sem
transferência de riqueza do trabalho para o capital devido a processos de acumulação
(Blauwhof, 2012). Consideram que os economistas ecológicos devem abandonar uma visão
baseada na propriedade privada e no mercado (Blauwhof, 2012; Pirgmaier, 2017),
considerando que este representa uma caraterística institucional do capitalismo que não pode
ser restrita a um mecanismo alocativo como a EE faz (Klitgaard & Krall, 2012). Este ponto
de discussão vai para além do âmbito desta tese, pelo que a sua menção prende-se pelo
enquadramento à EE e para a possibilidade duma investigação futura no sentido de
confrontar a EE com escolas da economia heterodoxa.
51
4. Análise da documentação
4.1. Enquadramento teórico da metodologia
Apesar de a EE pretender apresentar medidas concretas e ter o objetivo de influenciar a
agenda política (Costanza et al., 1991) desde a sua fundação nos anos 80, tem-se cingido, em
larga medida, às discussões no âmbito académico (Farley et al., 2007; O’Neill, 2015). Assim,
ao longo dos anos, as ideias da EE tiveram uma influência limitada nas políticas ambientais
seguidas internacionalmente e aos níveis nacionais (Boezeman et al., 2010; Farley et al., 2007).
É importante reiterar que o objetivo desta dissertação passa por analisar a influência política
das ideias da EE. Pretende-se verificar a tradução desta ideias na agenda política, e não aferir
a influência institucional direta da EE, embora as duas coisas se liguem. Assim, optou-se por
escolher como caso de estudo a agenda política da UE relativa ao ambiente, uma vez que
esta é uma união económica relevante no plano internacional, é uma comunidade com
objetivos comuns entre os seus Estados-Membros (EM) e apresenta uma abordagem
concertada e transversal (apesar da flexibilidade dada aos EM para atingir certos objetivos).
Internacionalmente, a UE é pioneira nas considerações ambientais que inclui nas suas
políticas e tem informação amplamente disponível, o que ajuda à análise. Estes factos
suscitam, à partida, um maior interesse na análise da agenda política da UE à luz das ideias
da EE.
Uma dificuldade com que este trabalho se deparou é a existência de pouca literatura que
analise a operacionalização das ideias da EE na política económica do mundo real (O’Neill,
2015). Boezeman et al. (2010), em “The (limited) political influence of ecological economics:
A case study on Dutch environmental policies”, realizaram um dos poucos trabalhos na
questão, em que avaliam a influência política da EE nos Países Baixos, primeiro de forma
geral através da presença das suas ideias no discurso da agenda política dominante, e
especificamente através da presença na agenda de dois conceitos associados à EE (pegada
ecológica (PE) e espaço ambiental (EAM)). Assim sendo, esta dissertação pretende,
recorrendo à metodologia utilizada por Boezeman et al. (2010) (com alguns ajustes), aplicar
à UE uma análise semelhante à que estes autores fizeram para o caso dos Países Baixos,
embora com outro instrumento de política associado à EE.
Boezeman et al. (2010) estabelecem uma plataforma conceptual apoiada na ciência política
52
para perceberem a alteração da agenda política, o enquadramento das políticas e a forma
como as ideias e o conhecimento científico se transferem para o domínio político. Reiteram
que os académicos concordam largamente que os dados científicos, os conceitos e a teoria
combinam-se com vários elementos não científicos e outros elementos para formar
conceitos de política que ganham relevância junto dos decisores.
Assim, para analisar a influência política da EE na agenda política consultada, é importante
representar as ideias paradigmáticas estruturadamente. Para tal, os autores recorrem à
“framing approach” (abordagem por enquadramento), apresentando a definição de Rein e
Schön (1993):
“Enquadramento é uma forma de selecionar, organizar, interpretar, e fazer sentido duma
realidade complexa para dar guias para conhecer, analisar, persuadir e agir. Um ‘quadro’
é a perspetiva a partir da qual uma situação amorfa, mal definida e problemática pode
fazer sentido e sobre a qual se atua.” (p.146)
Assim, segundo Boezeman et al. (2010), as ideias subjacentes ao processo político podem ser
organizadas num quadro (“frame”), que definem como:
“ (…) uma constelação mais ou menos coerente de factos, crenças, visões do mundo,
valores e ações preferidas. Os quadros funcionam como um esquemas normativo-
prescritivo que seleciona informação e ideias enquanto ignora e exclui outras.” (p.1757)
Por sua vez, os quadros (ou “sistemas discursivos”) apresentam vários níveis (“layers”).
Boezeman et al. (2010), inspirados noutros autores, dividem-nos nos seguintes níveis:
1. Nível ontológico – definição básica do problema e daquilo que deve ser o objetivo
final dos políticos. Neste caso, o caráter fundamental dos problemas ambientais e a
sua relação com a economia, bem como a resolubilidade destes problemas com
políticas governamentais. (ex. economia sem/com restrições de escala).
2. Nível normativo-estratégico – posições relativas à estratégia de governação e de
resolução de problemas (ex. intervencionismo ou confiança nos mecanismos de
mercado).
3. Nível instrumental – incide sobre a política ambiental e os seus instrumentos
específicos (ex. avaliação económica de ecossistemas, impostos e subsídios ou pactos
e convenções).
53
Esta organização da informação é importante para Boezeman et al. (2010) estabelecerem as
diferenças paradigmáticas entre a EA neoclássica e a EE. Para isso, recorrem a literatura que
explana a divisão das duas escolas (Costanza, Cumberland, Daly, Goodland, & Norgaard,
1997; van den Bergh, 2001), construindo a tabela da figura 4.1. Este vai ser o enquadramento
usado para avaliarem a forma como a agenda política dominante dos Países Baixos entre
1972 e 2007 reflete as ideias da EE ou da EA neoclássica.
Figura 2 Caraterísticas da EA e da EE nos vários níveis da "framing approach" (Boezeman et al., 2010) (p.1758)
No entanto, como já foi dito, este trabalho faz algumas alterações à metodologia de análise
de Boezeman et al. (2010). Será considerada uma estrutura diferente dos níveis dos
“frames”/sistemas discursivos, baseada em alguns princípios da política económica (Costa,
2008). Estou convicto que esta forma de estruturação será mais clara e prática para a análise
que se pretende, quer para a apresentação inicial das ideias das duas escolas económicas (EE
e EN), quer para a análise comparativa da informação presente na documentação. Assim, os
‘quadros’, nomeadamente os dos discursos científicos das duas escolas, mantendo os níveis
interrelacionados e uma estrutura mais ou menos coerente, serão divididos nos seguintes
níveis:
1. Pressuposições empíricas, evidência científica, e os seus papéis na definição
do problema - remete para a definição do problema, que pode ser diagnosticado por
observação científica ou construído de modo mais ou menos sincrético com base em
pressuposições (convicções) sobre o estado e o funcionamento da biosfera e da
economia. Neste ponto, as convicções desempenham um papel importante na
definição do problema. O conhecimento científico baseia-se em observações e
inferências de situações repetidas. No entanto, os problemas colocados no plano
ecológico são sobretudo um fenómeno cujas consequências não foram observadas
54
claramente no seu conjunto, e dado o seu carácter sistémico e integrado, o acordo
entre os investigadores quanto à origem dos fenómenos é problemático. Exemplos
da divisão neste ponto são a convicção da EE no paradoxo de Jevons e na forte
ligação entre o PIB e o throughput e a posição da EN de possibilidade de
desacoplamento entre os dois. Uma implicação possível destas duas visões é a de ser
ou não possível associar o crescimento económico à sustentabilidade ecológica.
2. Objetivos de política e a questão normativa – os objetivos de política são
definidos normativamente, e podem ter uma dimensão quantitativa (e.g. pleno
emprego, crescimento económico, inflação baixa, escala sustentável), qualitativa (e.g.
eficiência económica, escala sustentável, desenvolvimento económico, equidade e
justiça social,) e temporal (e.g. conjunturais vs estruturais) (Costa, 2008).
3. Instrumentos de política e canais de transmissão – as variáveis instrumentais
geralmente quantificáveis sobre as quais os decisores políticos têm algum grau de
controlo na sua aplicação (e.g. taxas de imposto; despesa pública; mercados de
licenças). Os canais de transmissão dizem respeito aos mecanismos que ligam a
aplicação dos instrumentos ao atingimento dos objetivos (e.g. mecanismos de
mercado vs administração pelas autoridades governativas). As autoridades não detêm
controlo total sobre os instrumentos, e apenas um controlo limitado da operação dos
mecanismos transmissão dos instrumentos sobre os objetivos (Costa, 2008).
4. Metodologias de análise – consistem nos métodos e indicadores usados para
garantir a aplicabilidade dos instrumentos de política (e.g. análise custo-benefício,
análises multicritério, indicadores económicos, indicadores biofísicos).
Boezeman et al. (2010) recorrem ao modelo das correntes múltiplas (Kingdon, 1995) (citado
por Boezeman et al., 2010) para apresentar a reconstrução temporal da agenda política
ambiental. Este modelo sustenta que a atenção à informação e a sua seleção dependem duma
conjuntura de conhecimento, contexto temporal e sorte. Ilustram, ao longo dos anos, quais
foram os problemas nacionais relevantes, a prioridade das questões ambientais e o
enquadramento das políticas ambientais. Assim, mostra-se uma conjuntura alargada que
permitirá entender a entrada ou saída da PE e do EA na agenda política. Segundo esta teoria,
as políticas entram na agenda quando há uma convergência simultânea entre as três correntes.
Tal como citado por Farley et al. (2007), o modelo das correntes múltiplas de Kingdon (1984)
distingue-as como:
55
Corrente do problema – esta corrente surge quando uma condição existente é
definida como um problema (disparidade entre a realidade e um objetivo desejado) e
é aceite como tal por políticos importantes. Um exemplo disto podem ser indicadores
biofísicos (ex. magnitude da perda de zonas florestais), eventos específicos (ex.
catástrofes naturais) e feedback da sociedade civil.
Corrente da política – esta corrente surge quando há uma aceitação por parte da
opinião pública e dos políticos relevantes relativamente ao problema e às ferramentas
políticas para o resolver. Grupos ativistas, resultados eleitorais, composição
parlamentar são alguns dos elementos que pesam nesta corrente.
Corrente das políticas – surge quando emerge um consenso sobre as ideias
concretas a adotar para resolver os problemas (ambientais). Muitas vezes, as ideias
surgem e mantêm-se durante algum tempo, com umas a ganharem proeminência e a
traduzirem-se em políticas, enquanto outras acabam por ser abandonadas. Quando
alguma ideia se traduz numa política, abre-se a oportunidade para políticas
relacionadas.
Não há uma sequência necessária no alinhamento das correntes. Caso as três correntes
convirjam em simultâneo (reconhecimento de um problema, vontade política e consenso
numa solução), abre-se uma janela de oportunidade para implementar uma política (“policy
window”).
A reconstrução temporal de Boezeman et al. (2010) apresenta a conjuntura em que os
conceitos da PE e do EA (ligados aos fundamentos da EE) entraram e saíram da agenda
política entre 1972 e 2007. Assim, os autores definem como variável independente o
estabelecimento da agenda política, ou seja, a entrada e saída da PE e do EA no domínio da
política ambiental. Consideram este “estabelecimento” como bem-sucedido quando os
conceitos ganham um lugar predominante nos documentos estratégicos nacionais de política
ambiental. Estes documentos refletem adequadamente as questões e estratégias que o
governo está a considerar, uma vez que esboçam as políticas ambientais para os anos futuros.
Recorrendo à teoria da estruturação de Giddens (1984) e a outros estudos empíricos na área
ambiental, Boezeman et al. (2010) avaliam as mudanças na agenda política (variável
independente) como estando dependentes de três fatores:
Contexto (económico, político e social) - contexto abrangente em que as políticas
56
são discutidas, referindo o que Downs (1972) demonstrou como fatores externos
que influenciam a atenção pública para os problemas ambientais: a mudança de
opiniões na opinião pública, a situação dinâmica da economia, eventos específicos
(Farley et al. (2007) analisam o furacão Katrina como propiciador para a abertura da
“policy window” à EE), entre outros.
Agentes intervenientes - especialistas, burocratas, académicos, conselheiros estão
constantemente a tentar combinar ideias para propulsionar a corrente das políticas
que defendem junto dos decisores políticos. Por sua vez, estes estão em constante
reenquadramento das ideias que apresentam, até o público se alinhar com as outras
correntes e surgir uma oportunidade para colocar uma política na agenda.
Caraterísticas específicas dos conceitos e o seu enquadramento - A qualidade
do conhecimento científico que os suporta, o seu alinhamento com os valores
predominantes, a viabilidade institucional e financeira e as suas qualidades retóricas
são fatores que determinam o grau de sucesso dos conceitos/instrumentos no
domínio político.
4.2. Metodologia
Boezeman et al. (2010) fizeram uma reconstrução temporal, relativa ao período entre 1972 e
2007, dos discursos políticos dominantes relativos ao ambiente à data, analisando a forma
como estes evoluíram. Estes discursos presentes na agenda política (identificados pelo
enquadramento da figura 2), serviram como pano de fundo e deram contexto à entrada e
saída na agenda política dos dois conceitos políticos ligados à EE (PE e EAM). Assim sendo,
em primeira instância, o foco do artigo foi a linguagem do discurso da política ambiental.
Boezeman et al. (2010) recorreram a três tipos de dados:
1. Documentação dos planos estratégicos da política nacional holandesa (memorandos
e white papers) para estabelecer a entrada dos conceitos na agenda política da época,
bem como relatórios de comités nacionais, artigos da comunicação social relativos
aos dois conceitos e aos agentes envolvidos na sua conceção e implementação, e
registos de congressos em que os conceitos surgiram nos planos de políticas. Estes
três últimos serviram para reconstruir o processo de definição da agenda política;
2. Literatura académica relativa à evolução do campo da política ambiental holandesa
no geral e à presença na agenda política de conceitos de política ambiental em
57
subcampos específicos, usando a análise destes trabalhos para comparar e corroborar
os próprios dados;
3. Realização de 8 entrevistas semiestruturadas a intervenientes-chave envolvidos no
estabelecimento da EF e do EA na agenda política.
Nesta dissertação, pretende-se fazer a reconstrução temporal dos discursos predominantes
na agenda política relativa ao ambiente da UE. Na UE, as políticas são implementadas pelos
EM, pelo que a operacionalização política dos objetivos e instrumentos vai para além do
âmbito desta dissertação. Esta análise ao nível comunitário europeu, à semelhança de Baker
(2007) e Boezeman et al. (2010), foca-se no discurso político presente nos documentos.
Assim, paralelamente aos documentos estratégicos nacionais de política ambiental holandesa
de Boezeman et al. (2010), aplicando ao caso da UE, os documentos estratégicos centrais em
análise serão os sete programas de ação da UE em matéria de ambiente (PAAs),
desenvolvidos pela Comissão Europeia (CE) (pela sua direção geral do ambiente) e
aprovados pelo Parlamento Europeu e pelo Conselho da União Europeia (CUE). Enquanto
instituição politicamente independente e órgão executivo da UE que defende os seus
interesses, a CE apresenta propostas legislativas a aprovar pelo parlamento e o CUE. Além
da legislação, também propõe políticas e programas de ação e é responsável por aplicar as
decisões do Parlamento e do CUE (União Europeia, 2019). Os PAAs são programas
estratégicos da política ambiental da UE a médio-prazo e que refletem o pensamento
contemporâneo e as perceções dos problemas. Apesar de apresentarem uma série de medidas
concretas, os programas não têm um carater vinculativo. O primeiro programa de ação em
matéria de ambiente (PAA) foi relativo ao período 1973-1976, sendo o mais recente (7º)
aplicado a 2014-2020. Os PAAs da UE refletem de forma fidedigna o paradigma da política
ambiental da UE e ilustram as questões e estratégias predominantes na comunidade. Referindo-
se aos PAAs, Hey (2005) confirma que:
“Estes são programas de médio-prazo e documentos estratégicos de política que
refletem os elementos fundamentais do pensamento ambiental contemporâneo e as
perceções dos problemas, bem como a orientação estratégica das políticas.” (p.18)
Boezeman et al. (2010) fizeram uma reconstrução temporal do discurso político a posteriori,
definindo períodos temporais em que há uma mudança de paradigma (associado à EE ou à EN).
Para tal, usaram a alteração do nível ontológico como indicador desta mudança,
estabelecendo seis períodos temporais distintos em que há uma associação maior a uma ou
58
outra escola económica. Comparativamente, este trabalho vai-se sujeitar, a priori, em larga
medida, aos 7 períodos temporais em que os PAAs foram apresentados (1º ano da sua
aplicabilidade), extrapolando em parte a agenda de cada programa para os respetivos anos de
aplicabilidade temporal. Tal abordagem é necessária porque não será possível fazer uma análise
de documentação tão extensiva como a de Boezeman et al. (2010). Isto representa um
constrangimento maior na reconstrução temporal do discurso político dominante, podendo
ignorar algumas alterações de paradigma mais ligeiras entre os anos em que um PAA está em
vigor. No entanto, complementarmente, e também de forma a preencher estas possíveis lacunas
na informação, será consultada alguma informação disponibilizada na plataforma do ambiente
da CE (European Commission, 2019c), documentos de trabalho da UE e relatórios de avaliação
do progresso dos PAAs. No fim de contas, a limitação dos períodos temporais não representará
um problema incontornável, até porque os novos PAAs vão ao encontro de mudanças de
paradigma (Hey, 2005):
“Novos programas de ação refletem muitas vezes uma mudança no ambiente político
geral do seu tempo.” (p.18)
Seguindo a análise temporal longa de Boezeman et al. (2010), a reconstrução de cerca de 40
anos providenciada pelos sete PAAs permitirá ter uma perspetiva mais alargada da política
da UE e da forma como os fatores dinâmicos vão tendo influência ao longo do tempo. Além
disso, este período temporal engloba a política ambiental comunitária da UE desde os seus
primórdios.
Como segunda fonte de dados, será consultada literatura académica (Andrew Jordan and
Camilla Adelle, 2013; Hey, 2005), de forma a validar a análise dos PAAs, apresentando com
maior rigor o modelo das correntes múltiplas (principalmente do problema e da política) nos
sete períodos respetivos. Além disso, a literatura será essencial para, numa fase posterior,
descrever a forma como as variáveis independentes (contexto, agentes, caraterísticas do
conceito) afetaram a presença ou ausência na agenda de um instrumento político associado
à EE.
Ao invés da PE e do EAM, usados por Boezeman et al. (2010), o instrumento ligado à EE
que vai ser analisado neste trabalho é o mercado de licenças/quotas, mais conhecido por
CaT. Os capítulos anteriores já explanaram a forma como este instrumento reflete os três
objetivos principais da EE, nomeadamente a limitação da escala (imposição de um cap). Esta
associação é referida pelos próprios economistas ecologistas (Costanza, Cumberland, et al.,
59
2014; Daly, 1992; Daly & Farley, 2011). No contexto da UE, que representa a
operacionalização mais significativa deste instrumento através do Comércio Europeu de
Licenças de Emissão (CELE), torna-se relevante perceber a dinâmica política que o fez
chegar à agenda e que moldou o seu funcionamento desde então.
A presença do CaT na agenda será a variável dependente em análise. Da mesma forma, esta
presença será analisada à luz das três variáveis independentes: o contexto, os agentes
intervenientes e as caraterísticas específicas do conceito e o seu enquadramento.
4.3. Enquadramento da EE e da EN
Na presente dissertação, a apresentação da dicotomia entre a EE e a EN foi algo que já foi
feito extensivamente nos capítulos 2 e 3. Para complementar e validar esse contraste,
recorreu-se a literatura com análises semelhantes tabeladas (Boezeman et al., 2010; Costanza
et al., 1991; Farley et al., 2007; Gowdy & Erickson, 2005; van den Bergh, 2001). Assim, à
semelhança de Boezeman et al. (2010), a divisão entre a EE e a EN será baseada na análise
por enquadramento. Os níveis apresentados irão constituir um quadro analítica para avaliar
a agenda política presente na documentação. A opção pela designação “economia
neoclássica” da grelha serve para englobar as diferentes subdivisões desta escola, que
costumam ser colocadas em oposição à EE (conforme os autores, variam entre economia do
ambiente neoclássica, economia dos recursos naturais, economia do bem-estar, ou apenas
economia neoclássica).
Perspetiva-se que o nível das “pressuposições empíricas”, à semelhança do nível ontológico
em Boezeman et al. (2010), seja menos variável entre períodos temporais do que os
instrumentos de política ou as metodologias de análise. No entanto, as alterações das
pressuposições e dos objetivos de política são mais reveladoras das diferenças paradigmáticas
entre a EE e a EN do que os instrumentos que os traduzem, uma vez que muitos desses são
comuns à EE e EN (Farley et al., 2007):
“Há um forte acordo entre economistas neoclássicos e ecologistas em muitas
recomendações, apoio político ao longo do espectro ideológico para algumas
recomendações, e um histórico de sucesso onde as políticas foram implementadas.”
(p.349)
A distinção apresentada entre a EN e a EE é útil para os propósitos operacionais da
60
dissertação. No entanto, é muito difícil traçar uma divisão clara em todos os seus âmbitos.
Mesmo fazendo esta separação, van den Bergh (2001) diz de forma reveladora:
“Uma oposição unidimensional simples entre a EE e a ERN é impossível.” (p.20)
Apesar da divisão ser uma tradução real das posições, é uma simplificação que recorre a
oposições fortes, ignorando certas semelhanças e complementaridades entre as duas escolas:
“Há certamente sobreposição, parcialmente porque a EE não está estritamente
confinada. A ERN representa uma abordagem especialista e analítica, baseada em
conhecimento alargado lenta e consistentemente e em suposições estritas em relação
aos processos económicos. A EE é mais pluralista, visada à integração de
conhecimento existente.” (van den Bergh, 2001) (p.21)
Portanto, há que notar três aspetos de enviesamento na dissertação. O primeiro prende-se
com o viés do próprio autor, cuja investigação neste contexto o deixou mais familiarizado
com as ideias da EE relativamente às da EN. Isto pode traduzir-se, ainda que
inconscientemente, numa diferença na capacidade de identificar ambas as visões presentes
na documentação. O segundo relaciona-se com a citação anterior, que afirma que a EE tem
uma abordagem mais holística, é mais pluralista e albergadora de diferentes perspetivas e
metodologias. Isto faz com que muitos aspetos em análise nos documentos se possam rever
na EE sem existir uma oposição lógica no âmbito da EN, ou cuja oposição seja menos
abrangente. Para corrigir em parte este problema, a análise terá o cuidado de se cingir aos
pontos presentes na grelha. O terceiro deve-se ao facto de muita da literatura consultada
neste trabalho ser da perspetiva de economistas ecologistas, quer na forma como se definem
enquanto EE, quer na forma caraterizam a EN em oposição.
A tabela 1 traduz a análise extensiva destas divisões, na qual vários pontos de divisão já foram
abordados nos capítulos 2 e 3. No entanto, e para obter resultados mais claros e sintéticos, a
análise da documentação não terá necessariamente uma tradução em todos os pontos. As
conclusões a retirar irão gravitar para aqueles que tiverem maior incidência na documentação
da agenda política (PAAs) e forem relevantes na identificação de paradigmas distintos.
61
Tabela 1 – Quadro analítico estratificado que confronta as caraterísticas da Economia Neoclássica com a Economia Ecológica
Economia Neoclássica Economia Ecológica
Considera a natureza como um setor da economia (conceção
"linear" da economia)
Considera a economia como um subsistema do ecossistema terrestre
(conceção "circular" da economia)
Internalização e alocação ótima Escala ótima
A escala da economia é irrelevante. Não há escassez absoluta, só
escassez relativa. O mercado e o progresso tecnológico resolvem
o problema da escassez relativa. Escassez relativa→aumento do
preço→inovação em substitutos
A escala da economia é fundamental. Há escassez absoluta de CN ("mundo
cheio") que o mercado não resolve por si. Efeito de Jevons. É necessária
intervenção política para assegurar objetivos ecológicos e sociais
Otimismo Tecnológico - o progresso tecnológico é uma solução
para o problema ambiental. Aumenta a eficiência no uso de
recursos e a substituibilidade entre fatores e promove o
crescimento
Pessimismo tecnológico - se o mercado não for constrangido, o progresso
tecnológico poderá não ser suficiente para controlar a escala e poderá
inclusive aumentá-la (efeito Jevons). Constrangimento de eficiência pelas
leis da termodinâmica
Sustentabilidade fraca - o capital manmade e o CN são altamente
substituíveis entre si.
Sustentabilidade forte - o capital manmade e o CN têm um grau de
substituição apenas marginal e são maioritariamente complementos
Flexibilidade de desacoplamento entre PIB e throughput Forte acoplamento entre PIB e throughput
Forte correlação entre PIB e bem-estarCorrelação questionável entre PIB e bem-estar (possibilidade de
crescimento não-económico)
Teoria da alocação de recursos fixos. Valor obtido do trabalho e
capital.
Produção encarada como um processo biofísico. Trabalho e capital são
agentes transformadores. Valor obtido do CN (elementos de baixa
entropia)
Crescimento económico e proteção ambiental são compatíveis
(win-win ). Curva de Kuznets ambiental.
Crescimento económico largamente incompatível com a proteção
ambiental. Possibilidade de crescimento não-económico
Necessidades subjetivas e preferências individuais isoladasNecessidades objetivas e preferências dinâmicas constrangidas pela
envolvente
Comodizitação económica da Natureza (monística) Incomensurabilidade monetária de certos serviços naturais. (Pluralista)
Incerteza: mecanismos de mercado permitem melhorar afetação
dos riscos
Ênfase na incerteza pura (co-evolução complexa e incerta dos vários
processos biofísicos): adota o princípio da precaução
Utilidade não decrescente ou maximização intertemporal do bem-
estar (utilitarismo)
Capital natural não decrescente intertemporalmente (proteger, conservar e
investir em capital natural)
Crescimento económico sustentável em modelos abstratos.Desenvolvimento sustentável, globalmente e tendo em conta a dicotomia
entre países desenvolvidos e em desenvolvimento
Internalização dos custos ambientais. Mercado com os "preços
certos" resolve o problema da escalaEscala sustentável (definida politicamente)
Distribuição equitativa via redistribuição Distribuição justa (via redistribuição), definida politicamente
Alocação eficiente no mercado como objetivo principal Alocação eficiente no mercado como objetivo secundário
Economia global liberalizadaRegulação do comércio internacional com protecionismo pelas nações com
standards ambientais mais elevados
O crescimento económico globalizado causará uma transição
demográfica que estabilizará a populaçãoEstabilização da população deliberada
Predominância de instrumentos de mercado na política
económica. Variável instrumental incide sobre o preço.
Predominância de instrumentos administrativos na política económica.
Limitação da quantidade e subsequente ajustamento dos preços.
Ênfase nos impostos sobre o capital manmade e trabalho.
Impostos sobre o uso e depleção de capital natural (em desfavor de
trabalho e capital manmade ) e subsidiação da sua conservação - royalties
sobre a extração, "severance tax", garantias financeiras para cobrir a
incerteza de impactos ambientais.
Ênfase em: impostos, subsídios e licenças para assegurar os preços
corretos.
Ênfase em: (i) limitar o throughput (ii) Colocar os recursos comuns sobre o
controlo público de forma a controlar a sua escassez. (iii) Investimento do
governo em capital natural e bens públicos.
Cap-and-trade de licenças de emissãoCap-auction-trade de licenças de extração de todos os recursos básicos e
emissões (sources e sinks ). Expansão gradual para todo o CN rival.
Distribuição dos recursos determinada pelo mercado.
Distribuição de direitos de propriedade sobre o capital natural -
Quotas/licenças do sistema cap-and-trade, dividendos de um fundo
distribuidor (public trust ) ou obtenção de receitas públicas provenientes de
leilões/impostos.
Regulações fortes sobre a distribuição interferem com a eficiência
do mercado.
Impostos de carater exponencialmente progressivo e impostos sobre os
bens de luxo. Limites superior e inferior nos rendimentos.
Ajuda internacional ao desenvolvimento sobre a forma de
empréstimos com juros e proteção da propriedade intelectual.
Ajuda Internacional ao desenvolvimento sobre a forma de conhecimento
partilhado livremente.
Concorrência num mercado global Imobilidade de Capital e tarifas ecológicas (p.e. compensatórias)
Análises a curto-médio prazo Análises com vários horizontes temporais, especialmente longos
Desconta o futuro dando ênfase ao grau de risco do projectoÊnfase no valor social (com fundamentos ético ou ‘objectivo’), muitas
vezes a favor de não descontar o futuro
O PIB é uma boa representação da atividade económica.Contabilizar no PIB os custos da perda de CN e/ou benefícios de
promover a sua preservação.
Monodisciplinar e analítica. Análises custo-benefício. Funções de
produção.
Transdisciplinar (pluralismo metodológico) e descritiva. Análise
multicritério. Abordagens input-output.
Custos externos, avaliação económica e indicadores económicos Análise integrada, relações causa-efeito e indicadores biofísicos
1. Pressuposições empíricas, evidência científica, e os seus papéis na definição do problema
2. Objetivos de política e a questão normativa
3. Instrumentos de política (e mecanismo de transmissão)
4. Metodologias de Análise
62
4.4. Caso de estudo – União Europeia
4.4.1. Discurso da política ambiental europeia
Esta secção fará a reconstrução geral da agenda política ambiental europeia através da
apresentação das correntes múltiplas para cada período plano de ação da UE em matéria de
ambiente (PAA), de forma a ilustrar a conjuntura por trás do aparecimento do CaT na agenda
política. Isto também permitirá ver qual a influência política das ideias da EE na agenda.
Assim, apresenta-se o contexto dominante em cada documento/período, nomeadamente
quais os problemas ambientais (corrente do problema) e a sua relevância entre os problemas
prioritários a nível comunitário (corrente da política), bem como o enquadramento das
políticas ambientais e os seus instrumentos (corrente das políticas). Há que notar que esta
reconstrução pode ser redutora em alguns momentos, não sendo possível ou relevante
explorar certos pormenores que fazem parte do processo político.
Os PAAs foram os documentos de referência consultados para avaliar a determinação da
agenda política. Cada PAA, apesar de ser um plano político para anos futuros, traduz o
paradigma da época em que é aprovado. Como tal, a análise de cada um não se cinge aos seus
anos de aplicação (que muitas vezes são mais relevantes para explicar o PAA seguinte), mas
incide também no contexto prévio que influenciou as políticas neles apresentadas. A
literatura complementar permitiu enquadrar as correntes da política e do problema e a forma
como elas se traduzem na corrente das políticas representadas nos PAAs.
Paralelamente, e uma vez que o objetivo do trabalho é analisar a influência política da EE
(apresentando os contrapontos da EN), vão-se tecendo algumas considerações relativas à
forma como os paradigmas das correntes se aproximam de pontos das duas escolas
identificados no enquadramento (tabela 1). Sendo os PAAs um documento extenso e
transversal a muitas áreas, e tendo a EE e a EN múltiplas complementaridades, cada PAA
terá marcadores ideológicos e instrumentais de cada escola ou comuns às duas. De forma a
manter o texto fluido e sucinto, vou colocando menções entre parêntesis (“EE” e “EN”)
para denotar aproximações às respetivas ideias. As conclusões irão elaborar estas menções.
63
4.4.1.1. 1º PAA: 1973-1976
a. Correntes da política e do problema
Na corrente da política, no final dos anos 60 e início dos anos 70, começavam a crescer as
preocupações sobre as implicações ecológicas e sociais sérias da busca por crescimento
económico perpétuo (Perez-Carmona, 2013). Esta questão atraiu interesse popular massivo
aquando da publicação do relatório “Limites para o Crescimento” (Meadows et al., 1972).
Este trabalho influenciou a opinião dos principais políticos europeus, nomeadamente Sicco
Mansholt, o presidente da CE entre 1972 e 1973, que concluiu que o crescimento deveria ser
parado e substituído por outro tipo de crescimento, nomeadamente crescimento da felicidade
e bem-estar (Perez-Carmona, 2013) (EE). A conferência de Estocolmo das Nações Unidas
(ONU) para o ambiente em junho de 1972 confirmou o reconhecimento dos desafios em
relação ao ambiente, ao crescimento populacional e aos recursos naturais (Røpke, 2004).
Partindo das conclusões da conferência, os chefes de estado da comunidade económica
europeia assinaram uma declaração para o desenvolvimento de um programa de política
ambiental conjunta na cimeira de Paris em outubro de 1972 (Knill & Liefferink, 2013). Nesta
base, a CE desenvolveu o 1º PAA, que foi lançado em novembro de 1973 (Hey, 2005).
Na corrente do problema, o 1º PAA (European Commission, 1973) reconhecia a economia
enquanto parte integrante do ambiente e os limites para a expansão da atividade humana
(EE), notando que o crescimento económico não devia ser visto apenas num aspeto
quantitativo (EE). O programa também mostrava ceticismo relativamente à capacidade do
mercado controlar a escassez absoluta (EE). Aliado a isso, defendia que o progresso
tecnológico poderia não impedir a escassez absoluta a longo-prazo de certos metais, petróleo
e gases naturais perante um aumento exponencial da procura (“pessimismo tecnológico”)
(EE).
b. Corrente das políticas
Como um programa embrionário, o 1º PAA consistia numa declaração de intenções para o
estabelecimento de standards ecológicos com base científica, para serem aplicados a nível
setorial. Um dos princípios da UE para este programa era o desenvolvimento de uma política
ambiental europeia clara a longo-prazo (EE), com o principal objetivo de evitar barreiras ao
comércio e distorções competitivas no mercado interno (EN) (Knill & Liefferink, 2013).
Na lógica da corrente do problema, o plano enquadrava a possibilidade da expansão e do
64
desenvolvimento económico entrarem em conflito com a qualidade do ambiente (EE). O
objetivo da política ambiental era reconciliá-los. Este programa enfatizava a importância da
integração de considerações ambientais em todas as políticas, propondo que se realizassem
estudos para estabelecer a natureza dos problemas de poluição, as melhores tecnologias
disponíveis e a harmonização das medidas ambientais em certos setores industriais.
Estabelecia critérios para a definição de objetivos de qualidade ambiental (considerando-a
uma questão multidisciplinar – EE), tal como evitar o consumo de recursos naturais e a
emissão de poluentes que pusessem em risco a estabilidade ecológica ou a saúde humana.
Este conceito aproxima-se dos princípios operacionais do DS de consumir ou usar as sources
e sinks a um ritmo inferior à sua capacidade de regeneração ou capacidade assimilativa ou, no
caso de recursos não-renováveis, ao ritmo de substituição por recursos renováveis (EE).
Estes princípios acabariam por resultar no desenvolvimento de normas de qualidade
ambiental e de produtos para meios ambientais (água, ar, solo, etc.), e setores (industrias da
celulose, aço, ferro, química, alimentação, etc.) distintos (Hey, 2005). Assim, o programa tinha
uma predominância de instrumentos administrativos de política (EE) (command-and-control),
que estabelecem standards para questões como a concentração de substâncias no ar, água ou
solo, de forma a traduzir valores máximos aceitáveis que não comprometem a
sustentabilidade ecológica e a saúde humana (EE).
O PAA também advogava o princípio da subsidiariedade (EE), em que as ações devem ser
aplicadas a um nível concordante com a natureza do seu problema. Também se referia o
princípio do poluidor-pagador como base para o desenvolvimento de outros instrumentos
económicos que incentivassem a prevenção e redução da poluição, e o alinhamento das
metodologias de análise de custos entre os EM. Além disso, propunha o estudo de métodos
contabilísticos que estimassem os custos ambientais sociais e os incluíssem nos balanços
nacionais como a contabilização do produto nacional bruto (PNB) (EE).
4.4.1.2. 2º PAA: 1977-1981
a. Correntes da política e do problema
Na corrente da política, ao longo dos anos 70 e início da década de 80, os objetivos
ambientais foram gradualmente ganhando mais relevância, apesar da união económica
continuar a ser a principal motivação por trás da política ambiental comunitária (Knill &
Liefferink, 2013). O 2º PAA (European Commission, 1977) é uma continuação do seu
predecessor, reafirmando os seus objetivos e princípios, mas sendo mais abrangente nos
65
problemas que aborda (nomeadamente a proteção da fauna e flora).
Na corrente do problema, mantém a visão da atividade humana como uma parte integrante
da economia, a consideração dos limites do crescimento e a necessidade de proteção e
preservação do meio ambiente (EE).
b. Corrente das políticas
Ligado ao objetivo primordial, o PAA apontava a necessidade dos sistemas ambientais
estatísticos estarem integrados em toda a comunidade europeia, para permitir
comparabilidade entre os EM e facilitar a criação do mercado comum.
O programa mantinha que as considerações ambientais deviam ser integradas em cada
atividade económica, apresentando uma política sectorial, com objetivos de qualidade
ambiental para diferentes meios (Hey, 2005). Para os objetivos se traduzirem em critérios de
proteção ambiental mais precisos sobre a forma de standards, o plano indicava a investigação
epidemiológica acerca dos efeitos da poluição do ar e da água na saúde humana e a
investigação acerca dos impactos ecológicos de certos produtos químicos nas águas.
O programa reforçava o 1º PAA no princípio da precaução para lidar com a complexidade
dos ecossistemas (EE), na integração possível dos fatores ambientais na contabilidade
nacional (EE) e na importância da cooperação internacional nas questões ambientais,
principalmente na forma como as políticas da comunidade podiam afetar os países
desenvolvidos (EE). Também alertava para a incomensurabilidade monetária de certos
serviços naturais (EE), defendendo métodos alternativos apoiados em medidas de output em
termos físicos para guiar as políticas (EE). Por outro lado, considerava as análises custo-
benefício como centrais nas medidas antipoluição (EN).
4.4.1.3. 3º PAA: 1982-1986
a. Correntes da política e do problema
A adoção do 3º PAA coincidiu com o surgimento da onda neoliberal e um período de
recessão económica de 1981-1983, diminuindo a sua ambição relativamente aos dois
primeiros PAA e focando as políticas ambientais nos seus benefícios económicos (Hey,
2005). O próprio programa reconhecia a necessidade da ação ambiental levar em conta
problemas comunitários como emprego, inflação, energia e balança de pagamentos (EN),
apesar de ressalvar que isso não justificaria uma política ambiental menos ambiciosa. O plano
66
passava de proibições e restrições agressivas dos predecessores para “reduções”. Também se
alterava ligeiramente o “fundamentalismo” ambiental, havendo um ênfase em criar novos
empregos associados a atividades mais ecológicas e a sobreposição das prioridades
económicas sobre as ambientais (EN).
A corrente do problema convergia com a da política, no sentido em que este PAA deu maior
destaque que os anteriores à necessidade de estabelecer um mercado interno, harmonizando
os standards ambientais e as normas sobre os produtos entre os EM para evitar distorções
competitivas entre indústrias (Hey, 2005).
b. Corrente das políticas
Relativamente aos seus dois predecessores, este PAA (European Commission, 1983) passou
duma abordagem focada em objetivos de qualidade ambiental para a limitação das emissões.
Associado a isto, o plano traduzia um maior “otimismo tecnológico” (EN), sublinhando a
necessidade de apostar em tecnologias mais eficientes no uso de recursos e que reduzissem
os resíduos e a poluição emitida. Segundo o programa, a política ambiental devia incidir em:
Ajudar a criar novos empregos promovendo indústrias menos poluentes que usassem
menos recursos não-renováveis.
Reduzir a poluição e as atividades que produziam resíduos e tinham custos ambientais
inaceitáveis para a comunidade.
Economizar certas matérias-primas e encorajar a reciclagem e a procura de
substitutos.
Reforçar os acordos comunitários estabelecidos para evitar que certas medidas
nacionais afetassem o funcionamento do mercado interno e a integração das suas
medidas.
Este PAA tinha um discurso mais próximo da conciliação entre a proteção ambiental e a
expansão económica (“win-win”) (EN). Tinha uma secção nova de “Alocação ótima de
recursos”, apresentando um misto de propostas gerais e objetivos de política da EE e da EN:
um foco na análise custo-benefício para sustentar as medidas (EN); incentivos ao mercado
para a redução de poluição pelo princípio poluidor-pagador (através de standards e
pagamentos por poluição) (EE e EN); investigação sobre os setores em que estes
pagamentos são mais eficientes, sendo que ao internalizarem os custos externos estimulam
medidas antipoluição e a inovação de substitutos (EE e EN); melhoria dos indicadores de
67
qualidade ambiental para incluir os custos e os benefícios ambientais no PNB (EE);
cooperação com os países em desenvolvimento nas políticas ambientais (prevista pelas
convenções de Lomé) e na partilha de tecnologia e formação de especialistas (EE).
4.4.1.4. 4º PAA: 1987-1992
a. Correntes da política e do problema
Durante os anos 80, na sequência da aplicação do 3º PAA, o âmbito das políticas ambientais
incidiu muito na redução de emissões e qualidade do ar, bem como no ruído e na gestão de
risco nas zonas industriais (Hey, 2005). Estes problemas ambientais ganharam relevância na
conjuntura política de vários EM, em parte pela morte das florestas (‘Waldsterben’) devido às
chuvas ácidas na Alemanha, que fez com que o governo alemão implementasse políticas de
redução de emissões sobre os carros e as centrais de combustíveis (Knill & Liefferink, 2013).
Isto resultou num pressão do governo e das indústrias alemãs para a comunidade europeia
igualar os seus standards ambientais mais elevados, para não desvirtuar a competição no
mercado interno. Outros países também exportaram as suas políticas ambientais para a
comunidade, forçando o aumento da regulação ambiental para todos os EM ao nível do
planeamento ambiental estratégico (Holanda), nas reformas das políticas sobre químicos
(países escandinavos) e na imposição de objetivos de qualidade ambiental (Reino Unido)
(Hey, 2005).
O Ato Único Europeu de 1986, com o grande objetivo de concluir a integração económica
(mercado interno) prevista no Tratado de Roma de 1958, colocou os objetivos da política
ambiental europeia no tratado (formalmente, pois já eram aplicados nas políticas anteriores),
deixando estes de ser apenas meios para alcançar o mercado comum (Knill & Liefferink,
2013). O 4º PAA reflete esta alteração (Comissão Europeia, 1987):
“Deixou de ser vivamente contestado o facto da política de proteção do ambiente ter
um papel central a desempenhar no conjunto das políticas comunitárias e de a protecção
do ambiente dever ser tomada em consideração como um factor fundamental quando
são adoptadas decisões de carácter económico.” (p.6)
Este Ato também formalizou princípios que já estavam previstos e foram aplicados nos
primeiros PAA: princípio da subsidiariedade (EE), princípio da precaução (EE), princípio da
ação na fonte, princípio do poluidor-pagador, princípio da integração das considerações
ambientais.
68
Na corrente do problema, o 4º PAA também traduz algumas conclusões ambíguas do
relatório de Brutland de 1987, que associou os princípios do DS ao otimismo neoliberal que
imperava à época, apontando para a necessidade do crescimento económico se tornar
sustentável, ou seja, ter uma menor intensidade energética e de matéria por unidade do PIB
(desacoplamento entre PIB e throughput) (EN) (Perez-Carmona, 2013).
Também houve uma admissão no 4º PAA dos falhanços das políticas ambientais anteriores,
reconhecendo que objetivos de qualidade ambiental a nível setorial encaminhavam os
problemas para outros meios e regiões, sendo incapazes de lidar com a poluição
transfronteiriça. Assim, o 4º PAA passou a traduzir uma abordagem integrada dos problemas
ambientais, afastando-se em parte dos objetivos ambientais a nível setorial (Hey, 2005).
b. Corrente das políticas
Na sequência do 3º PAA, o 4º enquadrava as políticas com uma pressuposição “win-win”.
Esta linguagem de compatibilização entre o crescimento económico e a proteção ambiental
aparece em vários pontos do 4º PAA (Comissão Europeia, 1987):
“…são, por conseguinte, indispensáveis, políticas que procurem muito directamente
proteger e melhorar o ambiente e criar as condições para um crescimento económico
sustentável, se se pretender, efectivamente, procurar resolver os problemas de
ambiente.” (p.13)
O 4º PAA abandonou a abordagem de controlo da poluição de fontes fixas e da exclusividade
de objetivos em cada setor e introduziu uma abordagem integrada que consistia na redução
dos inputs de materiais e de energia para minimizar os resíduos e uma análise das causas para
os impactos dos diferentes setores económicos na poluição sistémica do ar, água e solos (Hey,
2005). Este foi o primeiro plano a estender a abordagem baseada na regulamentação legal
dos produtos, processos, emissões e detritos para novos instrumentos económicos de
incentivo à preservação ambiental como “impostos, encargos, auxílios estatais, licenças de
descarga negociáveis” (Comissão Europeia, 1987) (p.15).
As alterações climáticas exigiram da política ambiental uma perspetiva mais de longo-prazo
(EE) que os controlos da poluição feitos anteriormente. O PAA também referia a assistência
que a comunidade deve dar aos países em desenvolvimento para aplicarem políticas de
planeamento populacional (censos, planos demográficos, medidas de ensino e saúde como
planeamento familiar, etc.) (EE). Este plano também reforçava a necessidade de considerar
69
os benefícios e custos ambientais da ação ou da sua ausência para ter uma base para propostas
em matéria de ambiente (EN e EE).
4.4.1.5. 5º PAA: 1993-2000
a. Correntes da política e do problema
Nos anos relativos a este PAA existiram vários períodos distintos na prioridade da política
ambiental na agenda política. Inicialmente, houve uma reorientação das políticas ambientais
que começou com o 4º PAA e foi gradualmente desenvolvida nos seus anos de aplicação.
Esta mudança paradigmática da política dominante da UE traduziu-se no 5º PAA, alterando-
se o foco do comércio para a sustentabilidade (EE). Segundo Hey (2005), houve alguns
fatores externos para esta reorientação:
No final dos anos 80, o debate sobre os riscos ambientais globais como as alterações
climáticas alcançou a esfera pública;
O caráter global das alterações climáticas e a época antecedente à conferência da
ONU em 1992 no Rio de Janeiro (3 meses depois da publicação do 5º PAA) abriu
uma janela de oportunidade para a UE promover o DS, e assim reforçar a sua
influência na política internacional;
A CE promoveu a adoção de instrumentos económicos (de mercado) em
substituição dos instrumentos regulatórios (administrativos), que se alinhavam
melhor com o carater internacional do problema e a ideologia neoliberal dominante
à época;
Houve um movimento ambientalista reforçado na Europa, com o aumento das
preocupações ambientais na esfera pública, mais membros organizações ambientais
e maior representação dos partidos verdes.
Como tal, o 5º PAA (Comissão Europeia, 1993) teve uma abordagem diferente dos
anteriores. Na corrente do problema, reconhecia amplamente a “capacidade de carga do
ambiente” e o impacto de todas as atividades humanas no mundo biofísico, alinhando-se
com o pressupostos da EE de que:
“ (…) em última análise, o factor limitativo do desenvolvimento económico e social é o
nível de tolerância do ambiente natural.” (Comissão Europeia, 1993) (p.69)
A conferência da ONU no Rio de Janeiro (capítulo 13 do PAA) contribuiu decisivamente
70
para este programa, orientando a linguagem de interdependência entre o crescimento e o
meio ambiente:
“Deverá, portanto, marcar a transição de um modelo de desenvolvimento dirigido quase
exclusivamente para o aumento do crescimento económico para um modelo em que a
proteção do ambiente e a gestão racional dos recursos naturais sejam tomadas como
parte integrante dos padrões de desenvolvimento.”(Comissão Europeia, 1993) (p.57)
Depois da aprovação do 5º PAA, houve uma grande dificuldade em implementar as medidas
previstas, com uma forte oposição de certas indústrias e EM e de outros direções gerais da
CE (Hey, 2005). Estas dificuldades deveram-se, em parte, às dificuldades institucionais em
implementar política ambiental comunitária e ao declínio da proteção ambiental nas
prioridades da agenda política europeia e dos EM. O desemprego elevado e crescimento
económico estagnante do início dos anos 90, associado à competição crescente depois da
concretização do mercado interno, fez com que os EM não tivessem incentivos para regular
as suas indústrias e comprometer a sua competitividade internacional, sendo que esta
tendência de aversão à regulação direta continuou nos anos 90 até década e até aos anos 2000
(Knill & Liefferink, 2013).
No entanto, no final dos anos 90, paralelamente à desregulação e difusão de competências
contínuas, a cimeira “Rio+5” de 1997 ajudou a trazer o DS de volta à agenda política da EU,
havendo um ressurgimento de políticas de regulação que aprovaram várias diretivas de
qualidade do ar, da água e de controlo de combustíveis e de centrais de combustão, entre
outros.
b. Corrente das políticas
O 5º PAA, apesar de reconhecer o ambiente como fator limitativo, de questionar a correlação
entre o PIB e o bem-estar e de fazer apelos à frugalidade (EE), teve uma posição ambígua
relativamente à possibilidade de conciliação da proteção ambiental com o crescimento
económico. Por um lado, à data do programa, considerava o tipo de crescimento como
incompatível com a qualidade ambiental (Comissão Europeia, 1993):
“ (…) a abordagem actual e as medidas existentes não foram concebidas para dar
resposta ao aumento previsto da concorrência internacional e à tendência de crescimento
dos níveis de actividade e desenvolvimento na Comunidade, que imporão pressões ainda
maiores aos recursos naturais, ao ambiente e, em última análise, à qualidade de vida”
71
(p.11)
Assumia que o crescimento podia ser prejudicial ao ambiente (Comissão Europeia, 1993):
“ (…) nos casos em que os modelos de desenvolvimento regional sobrevalorizam o
crescimento económico de curto-prazo, podem verificar-se efeitos laterais no ambiente
não consistentes com o objectivo do desenvolvimento sustentável.” (p.74)
E, sem dúvida, era mais prudente do que o 3º e do 4º PAAs no nível de compatibilidade
entre o crescimento e o ambiente, reconhecendo a interdependência:
“Para garantir a existência das condições óptimas de um crescimento económico
contínuo na Comunidade (…) é essencial considerar a qualidade ambiental e o
crescimento económico mutuamente dependentes.” (Comissão Europeia, 1993) (p.28)
No entanto, precisamente como o relatório de Brundtland de 1987, aponta como solução o
caminho para um crescimento sustentável ecologicamente (Comissão Europeia, 1993):
“O desafio do futuro será assegurar que o crescimento económico, o fornecimento
eficiente e seguro de energia e um ambiente limpo sejam objectivos compatíveis.” (p.14)
“…o planeta Terra exige determinados tipos de «investimento» para se manter saudável
e para assegurar um crescimento económico sustentável e duradouro.” (p.96)
Isto traduz a linguagem “win-win” da UE que Baker (2007) carateriza de “modernização
ecológica”, acompanhada de um mero compromisso simbólico ao DS. A linguagem de forte
de compatibilização entre o crescimento e o ambiente pressupõem a possibilidade de
desacoplamento entre o PIB e o throughput (EN). No entanto, para o caso do discurso político
do 5º PAA, o DS é um elo comum com a EE que o torna particularmente interessante. O
programa também se alinha em grande parte com a EE nas suas pressuposições, objetivos,
instrumentos de política e metodologias de análise: reconhecia o papel do ambiente na
criação de valor, referia as pressões sérias da economia sobre os recursos naturais, a
necessidade da manutenção do CN e de políticas que promovessem uma distribuição mais
equitativa dos recursos naturais (EE). Também propunha uma combinação de instrumentos
legislativos, para estabelecer níveis de proteção da saúde pública e do ambiente (EE), com
instrumentos de mercado que permitissem internalizar os custos ambientais e obter “o
nivelamento correto dos preços” (EN e EE). Propunha um imposto comunitário sobre
carbono-energia e o estudo da possibilidade de autorizações transacionáveis (EN e EE).
Apresentava políticas para cinco setores-alvo poluentes (indústria, energia, transportes,
72
agricultura e turismo), com metas, ações previstas, um prazo para as executar e os respetivos
agentes responsáveis. Aproximava-se, ainda que parcialmente, da transição dos impostos
sobre o rendimento e CM para impostos sobre a poluição e depleção de recursos (EE),
dizendo que (Comissão Europeia, 1993):
“ (…) é hoje amplamente aceite que é economicamente mais eficiente tributar as
actividades que danificam a estrutura de recursos económicos, incluindo o ambiente, e
reduzir os impostos que podem ter efeitos negativos no emprego e no investimento.”
(p.71)
Também estabelecia objetivos de médio e longo prazo para a redução de determinados
poluentes e sublinhava a importância dos agentes não-governamentais para o ambiente (Hey,
2005) (EN) e o apoio aos países em desenvolvimento na resolução dos seus problemas
ambientais (EE). Este apoio era sugerido na vertente financeira, correspondente a 47% da
ajuda oficial ao desenvolvimento e a 0,45% do PIB da UE (Comissão Europeia, 1993), para
ajudar estes países a responder aos problemas ambientais globais, e também na cooperação
científica e tecnológica (EE). Além disso, ao abrigo da Convenção de Lomé e de outras
convenções regionais relevantes, o PAA também apontava a proibição da exportação de
resíduos perigosos para países que não disponham dos meios necessários para tratar e
eliminar os resíduos com o mesmo nível de exigência que no país de origem.
No entanto, depois da aprovação do plano, a tentativa de implementar, entre outras políticas,
o imposto comunitário sobre o CO2/energia fracassou devido ao lobby da indústria e da
aversão de vários países, com a CE a ter de voltar a passar a responsabilidade dessa medida
para os EM (Hey, 2005). Desde 1990, vários EM foram implementando versões diferentes
de impostos sobre o carbono (World Bank and Ecofys, 2017). As políticas seguintes passaram
a não especificar limites estritos, traduzindo-se em instrumentos económicos de mercado
como incentivos fiscais e instrumentos voluntários, que pretendiam envolver os produtores
e consumidores nas escolhas ambientais (EN), promovendo a responsabilidade partilhada e
a autorregulação (EN) (Knill & Liefferink, 2013).
No final dos anos 90, paralelamente à desregulação contínua e à perda de poder político da
CE, houve um ressurgimento do movimento ambiental e das políticas de regulação,
aprovando-se diretivas de qualidade do ar e da água, de controlo de combustíveis e de centrais
de combustão, entre outros. Com um enquadramento abrangente, parte desta legislação
traçava objetivos, nomeadamente tetos nacionais para as emissões de poluentes-chave (EE),
73
dando aos EM liberdade para escolher os métodos pelos quais os alcançavam (Hey, 2005).
4.4.1.6. 6º PAA: 2002-2012
a. Correntes da política e do problema
O 6º PAA (Comissão Europeia, 2001) foi mais sintético que os seus antecedentes e teve mais
anos de aplicação, o que também o fez passar por várias conjunturas políticas e económicas.
À época da sua aprovação (2002), as questões ambientais encontravam-se em segundo plano
na agenda política europeia. Havia um desejo político crescente por menor regulação
ambiental por parte da UE (Jordan, Schout, & Unfried, 2013). O 6º PAA resultou deste
período (que já se prolongava desde meados dos anos 90) em os EM optavam por não
conferir poder político à UE em setores chave nem reforçar o papel da CE na aplicação e
integração de políticas ambientais comunitárias. Este plano colocou a CE como um gestor
de políticas, diminuindo o seu papel na elaboração de legislação e aumentando a influência
de partes interessadas. Isto resultou num programa bastante menos ambicioso que os
anteriores (Hey, 2005).
Na corrente do problema, a “Estratégia de Lisboa” de 2000 apontava outras preocupações
competitivas como a necessidade de crescimento económico para aumentar o emprego.
Além disso, os novos EM aderentes estavam mais orientados para o seu desenvolvimento
económico (Hey, 2005). Apesar do 6º PAA identificar os problemas do combate às alterações
climáticas, da proteção da natureza e da vida selvagem, da resposta às questões do ambiente
e saúde e da preservação de recursos naturais e gestão de resíduos, apresentava estratégias
gerais para cada um, não se comprometendo com objetivos concretos, cuja discussão e
alcance seriam feitos mais tarde de forma colaborativa com cada setor (Hey, 2005).
Nos anos subsequentes de aplicação do PAA, apesar do DS ter voltado à agenda política
europeia devido à crise institucional de 2005 e de passar a estar legalmente estabelecido como
um dos objetivos políticos da UE, voltou a ser secundário depois da crise financeira mundial
que atingiu a Europa a partir de 2009 (Pallemaerts, 2013). Por outro lado, o tema das
alterações climáticas foi ganhando cada vez maior relevância nos anos 2000, o que fez com
que a CE, depois da tentativa falhada em implementar um imposto comunitário sobre
carbono-energia, promovesse a ideia do comércio de licenças de emissão (Jordan, Benson,
Wurzel, & Zito, 2013). As alterações climáticas assumiram cada vez mais relevância, com a
CE a criar uma direção geral dedicada exclusivamente ao clima em 2010 (Schön-Quinlivan,
74
2013)
b. Corrente das políticas
A estrutura do 6º PAA repetiu objetivos de programas anteriores para cada tema
problemático identificado, apresentando estratégias gerais para realizar esses objetivos.
Apenas mais tarde (2005, 2006) é que foram desenvolvidas, em cooperação com as partes
interessadas, “Estratégias Temáticas” setoriais (ar, pesticidas, recursos naturais, solo,
ambiente marinho, etc.). Com a retirada de poder político da UE, os EM, as indústrias e
outras partes interessadas tiveram um papel importante na definição destas estratégias
(Jordan, Schout, et al., 2013).
Este PAA defendia uma nova abordagem que ia além da prática da legislação, com
instrumentos de mercado e de informação, numa lógica de responsabilidade partilhada com
produtores e consumidores (EN). Também referia o princípio da integração, o estudo de
relações causa-efeito dos problemas ambientais e utilização de indicadores biofísicos para
elaborar e avaliar as políticas (EE), as oportunidades económicas que o “Crescimento Verde”
pode providenciar (EN) e a possibilidade de desacoplamento entre o crescimento económico
e os “danos ambientais” (EN) através de uma maior eficiência e de uma melhor utilização
dos recursos naturais (EN). Curiosamente, especulava sobre a imposição duma taxa pela
utilização de recursos naturais (EE).
O 6º PAA anunciou a estratégia de estabelecer um regime de transação de direitos de emissão
dentro da UE até 2005. Em 2003 (1 ano depois), a diretiva de comércio de emissões tornou
os objetivos nacionais das emissões de carbono obrigatórios legalmente (Hey, 2005). O
mercado de licenças de emissão da UE foi implementado em 2005, com o relatório de
avaliação final do 6º PAA (2011) a referir que este contribuiu para baixar as emissões de
GEE, mas que o seu potencial pleno ainda estava por explorar. O mesmo foi referido
relativamente à tributação orientada para aspetos ecológicos e nas medidas destinadas a
eliminar progressivamente os subsídios prejudiciais ao ambiente. Paralelamente ao 6º PAA,
a CE lançou em 2007 uma iniciativa para promover indicadores alternativos ao PIB
(Comissão Europeia, 2009), que agregassem também indicadores sociais e ambientais21 (EE).
No entanto, na UE e a nível internacional, o PIB continua a ser um indicador dominante
(Costanza et al., 2014).
21 Chamada “Beyond GDP”. Ver mais em https://ec.europa.eu/environment/beyond_gdp/index_en.html
75
4.4.1.7. 7º PAA: 2014-2020
a. Correntes da política e do problema
A partir de 2009, os anos de crise financeira global focaram a agenda política nos problemas
económicos e relegaram as questões ambientais para segundo plano. Isto viu-se com a
estratégia “Europa 2020” adotada em 2010, que se distanciou mais do DS, focando-se em
objetivos de curto e médio prazo e reduzindo as questões ecológicas à eficiência energética
e de utilização de recursos (Pallemaerts, 2013). Por outro lado, a recessão económica abriu
uma janela política para ideias de “Neo-Keynesianismo Verde” (Perez-Carmona, 2013). Estas
consistiam na procura por um “crescimento verde” (EN), sustentado no investimento
público elevado em projetos ecológicos (EE). O programa da ONU para o meio ambiente
de 2011 e a conferência Rio+20 (2012) seguiram esta corrente de “investimentos verdes”,
com propostas de investimento em capital natural, impostos ecológicos e de retirar subsídios
às indústrias poluentes (Perez-Carmona, 2013).
O 7º PAA (European Commission, 2014) mantém parte da visão pré-analítica da atividade
humana integrada no ecossistema envolvente, sendo a prosperidade económica e o bem-
estar da União sustentado no seu capital natural (EE). Assim, aponta como objetivo a
necessidade de “proteger, conversar e promover” o capital natural (EE). Admite que muitas
tendências ambientais continuam a ser preocupantes, com o uso de recursos a ser ineficiente
e insustentável e a gestão de resíduos desadequada, em grande parte devido à implementação
insuficiente da legislação ambiental europeia existente. Uma ideia nova neste PAA é a
aceitação da inevitabilidade dos impactos presentes e futuros das alterações climáticas e o
alerta para a necessidade da comunidade europeia se preparar para as pressões e mudanças
que eles vão implicar.
b. Corrente das políticas
O 7º PAA foi influenciado pelo relatório de avaliação final do 6º PAA (Comissão Europeia,
2011) e pelo relatório do estado do ambiente da Agência Europeia do Ambiente (AEA), que
apontavam para a persistência dos problemas ecológicos identificados no 6º PAA e de se ter
ficado aquém dos seus objetivos, bem como as repercussões sérias de inação futura. A
avaliação criticou a falta de visão de longo-prazo do programa e a insuficiência de foco
temático (Didier, 2018), sublinhando a necessidade de melhorar no processo político o
reconhecimento do valor económico da biodiversidade e dos serviços dos ecossistemas (EE).
76
Assim, o 7º PAA teve como um dos objetivos melhorar a aplicação da legislação da UE.
Sublinhou a necessidade de melhorar a base do conhecimento sobre os processos ambientais
que sustentam as decisões políticas, orientando-se sempre pelo princípio da precaução (EE).
Também apresenta ideias próxima da EE, nomeadamente a promoção do investimento em
bens e serviços públicos que beneficiem o ambiente (diretamente pelo estado ou pagando a
privados), como por exemplo o pagamento por serviços de ecossistemas (sugerido por Daly
e Farley (2011)), a transferência da tributação do trabalho para a poluição (outra ideia
importante da EE, que também se aplica a sources) e o apoio aos países em desenvolvimento
nos esforços para mitigar os efeitos das alterações climáticas através de assistência financeira
(EN), capacitação e transferência tecnológica (EE).
Por outro lado, o PAA mantém a solução de internalizar os custos ambientais via mercado
para resolver o problema da escala (EN). Nas suas pressuposições empíricas, o 7º PAA
apresenta o culminar da retórica “win-win”, em que a sustentabilidade ecológica representa
uma oportunidade de negócio e é aliada do “crescimento económico sustentável”, que já está
em parte desacoplado do uso de recursos (EN). Por associação, aponta a procura duma
economia circular sem desperdícios no programa, traduzindo otimismo tecnológico para
resolver as questões ecológicas (EN).
4.4.1.8. A caminho do 8º PAA
No final de 2015, foi aprovado o acordo de Paris, no âmbito conferência da ONU sobre as
mudanças climáticas (COP21). Este é hoje o protocolo que guia a política climática a nível
global, com os países livres para escolher a forma como pretendem atingir as metas. O acordo
estabeleceu o limite de longo-prazo de manter o aumento da temperatura média global abaixo
de 2º C relativamente aos níveis pré-industriais, com a UE a ter que reduzir as emissões em
40%. Internamente, a UE definiu uma meta de redução dos níveis de emissões de 1990 em
40% até 2030 e em 80% até 2050 (European Union, 2015a). No final de 2018, a CE também
apresentou um documento em que adota uma visão estratégica de longo-prazo para alcançar
uma economia com impacto climático neutro até 2050, em que apresenta dados do
desacoplamento entre as emissões e o crescimento económico na UE22 e aponta para o
desenvolvimento de novos empregos, indústrias e inovações tecnológicas (EN).
22 Entre 1990 e 2017, as emissões reduziram em 22%, enquanto o PIB cresceu 58% (European Commission, 2019d)
77
4.4.2. Discussão e análise de resultados
A reconstrução temporal da agenda política e o contexto que a envolveu permitem retirar
algumas conclusões sobre a evolução da política ambiental comunitária e da forma como esta
traduz as ideais políticas da EE, e da EN como contraponto. Como se tinha previsto, quer
pela sobreposição entre a EE e a EN quer por outras razões, os documentos ilustram aspetos
de ambas as escolas.
À semelhança de Boezeman et al. (2010), uma marca distintiva na corrente das políticas é a
dicotomia nas pressuposições empíricas (ponto 1 da tabela 4.1) relativamente à relação entre
o crescimento económico e a proteção ambiental. Este aspeto é importante porque, além de
surgir inúmeras vezes nos documentos, estabelece a diferença operacional mais acentuada
entre a EE e a EN. A EE advoga uma economia de crescimento estagnado, e a EN considera
o crescimento da economia um sinal geralmente positivo, e a estagnação da economia um
sinal negativo.
Nos documentos, algumas pressuposições, reconhecendo o problema da expansão da
atividade económica para a sustentabilidade ecológica, apontam a necessidade de limitar o
crescimento económico em prol do ambiente (ou incluir indicadores ambientais no PIB).
Estas “pressuposições de incompatibilização” podem-se associar à EE. Outras, apesar de
reconhecerem os limites, consideram que o tipo de crescimento pode ser orientado para se
compatibilizar com a proteção ambiental e, eventualmente, ser desacoplado do uso de
recursos e da poluição. Estas “pressuposições de compatibilização” podem-se associar à EN.
As “pressuposições de incompatibilização” estão mais presentes no 1º e 2º PAAs, enquanto
as “pressuposições de compatibilização” se demonstram no 3º, 4º, 5º, 6º e 7º PAAs. Estas
conclusões vão de encontro aos paradigmas presentes nos vários períodos de tempo
identificados por Boezeman et al. (2010) nos Países Baixos, apenas com a exceção do 5º PAA.
Há que ressalvar que a dicotomia entre as pressuposições e a EE e EN não é perfeita. Mesmo
os programas que traduzem pressuposições de incompatibilidade não se alinham
completamente com o ceticismo geral da EE relativamente ao crescimento económico nos
países desenvolvidos, nem à dificuldade de desacoplar o PIB do throughput. Igualmente, as
pressuposições de compatibilidade também reconhecem que esta não é possível em todas as
circunstâncias, deixando algumas ressalvas à ligação entre o crescimento económico e bem-
estar, como a necessidade de considerar os custos ambientais.
78
Outro aspeto a notar é a forma como as pressuposições de incompatibilização e
compatibilização se associam mais a pressuposições empíricas, objetivos, instrumentos de
política e metodologias de análise da EE e da EN, respetivamente. As pressuposições de
incompatibilidade aparecem mais associadas à visão de que o mercado e o progresso
tecnológico não resolvem os problemas de escassez absoluta, à possibilidade de crescimento
não-económico, à definição política duma escala sustentável através em standards ecológicos
justificados cientificamente, a uma intervenção governamental com predominância de
instrumentos administrativos na política económica (regulação direta, embora a própria EE,
proponha a sua conjugação com instrumentos de mercado) e à necessidade de incluir os
custos e benefícios ambientais na contabilidade nacional. Por outro lado, as pressuposições
de compatibilidade associam-se: ao otimismo de que o progresso tecnológico aumentará a
eficiência de uso dos recursos no processo produtivo e diminuirá a poluição resultante,
permitindo desacoplar o PIB do throughput; a um mercado comunitário liberalizado; ao
aumento de instrumentos de mercado na política económica; à alocação eficiente do mercado
como principal objetivo da economia.
No entanto, estas associações nem sempre são lineares, havendo vários elementos que
surgem em pressuposições contrárias. O 5º PAA é paradigmático desta “contradição”, pois
é largamente representativo da EE mas apresenta uma pressuposição de compatibilização.
Esta ambiguidade aparente é explicada por influências divergentes. As correntes do problema
e da política à época alinham-se com grande parte das pressuposições, objetivos e
instrumentos a EE (pela proximidade ao DS). No entanto, a aceitação dos pressupostos de
capacidade de carga e do impacto do crescimento económico impõem um dilema na corrente
das políticas: estagnar o crescimento económico (EE), ou desacoplá-lo do uso de recursos e
poluição (throughput). A primeira alternativa da corrente das políticas era e é politicamente
impensável, pelo que se escolheu a segunda, de perseguir um “crescimento sustentável” que
não impactasse negativamente o ambiente.
Num grau menor, apesar das suas pressuposições de incompatibilização, o 6º e 7º PAAs
também têm alguns elementos da EE. O 6º PAA (2002) enfrentou obstáculos institucionais
na UE, acabando por ser menos impositivo e ambicioso a nível ambiental e revelar outras
prioridades. O 7º PAA (dezembro de 2013), à semelhança do 5º e 6º, aponta o
desacoplamento (já alcançado em parte, segundo o documento) entre o PIB e o uso de
recursos e emissões de gases de efeito de estufa (GEE), embora reconhecendo que as
79
trajetórias destes indicadores ainda são insustentáveis. Por outro lado, reconhece que o valor
económico e bem-estar são sustentados pelo CN, a escassez absoluta de CN e a necessidade
da economia ter uma escala sustentável (EE). Também promove a preservação e
investimento público no CN (EE).
Esta ambivalência resulta de influências contraditórias nas correntes do problema e de
política. Por um lado, há a secundarização das questões ambientais relativamente aos aspetos
económicos a partir dos anos 90, pela aversão institucional dos EM às política ambientais
comunitárias e à preocupação com a perda de competitividade dentro da UE. Esta situação
acentua-se depois da crise financeira de 2008. Por outro lado, os protocolos e conferências
internacionais como Kyoto e os COP como o Rio+20 marcam as preocupações crescentes
com as alterações climáticas, a perda de biodiversidade e o DS. Estas realidades conflituantes
levaram a UE a adotar os objetivos do DS mas a seguir uma abordagem de modernização
ecológica (Baker, 2007). Esta abordagem não coincide com os fundamentos do DS,
defendendo a possibilidade de um crescimento mais “eco-eficiente” (menos intensivo em
energia/matéria) e a promoção de um industrialismo ambiental como uma oportunidade
económica que pode estimular a inovação (Grant, 2013). Isto pode explicar a presença de
aspetos da EE (e do DS por inerência) não se coadunar com certas pressuposições nos PAAs.
Inclusivamente, isso é coerente com a perda de preponderância da política ambiental
comunitária na agenda política europeia. Knill e Liefferink (2013) observam que, depois de
1992, a política ambiental europeia tem sido caraterizada por duas tendências opostas; a
expansão e reforço da sua base legal e institucional acompanhada da perda de dinâmica e
relevo das políticas ambientais na UE relativamente a outras áreas da política. Tal também
explica a falta de ambição do 6º PAA. Apesar destas ressalvas, pode-se concluir que,
relativamente à predominância das duas escolas, a EE está mais refletida no 1º, 2º e 5º PAAs
e a EN no 3º, 4º, 6º e 7º PAAs.
Há alguns pontos transversais aos sete programas que se identificam com a EE:
Em maior ou menor grau, todos reconhecem que a economia está interligada e
dependente do ecossistema terrestre (EE), embora isso não se traduza
necessariamente em objetivos e instrumentos de política da EE.
Aceitação do paradigma do “mundo cheio”, ou seja que em maior ou menor grau, a
escassez absoluta de CN é relevante.
Incomensurabilidade de certos serviços da Natureza.
80
Princípios da subsidiariedade e da precaução.
O apoio aos países em desenvolvimento, através da assistência financeira e
capacitação, e considerando estes países nas políticas ambientais próprias.
A política ambiental europeia tem uma predominância de instrumentos regulatórios
(Jordan, Benson, et al., 2013). Apesar das propostas para a diversificação dos
instrumentos do 4º e 5º PAAs, o uso de instrumentos de mercado comunitários
(EE/EN) para internalização dos custos ambientais e obtenção dos preços corretos
(EN) continua a ser esparso, por causa do falhanço de aplicação do imposto
comunitário e a perda generalizada de preponderância da política ambiental na UE.
O CELE é a exceção à tendência geral.
Análise integrada que combina a avaliação económica e o cálculo dos custos externos
(EN) através de indicadores económicos, com a análise das relações causa-efeito
entre a atividade económica e a qualidade ambiental, sustentada por indicadores
biofísicos.
Da mesma forma, há um ponto transversal aos sete programas que se identifica
exclusivamente com a EN:
O objetivo primordial dos primeiros 4 programas foi a criação do mercado interno,
com os outros programas a promoverem a economia comunitária liberalizada e a
concorrência num mercado global.
Uma observação expectável, que vai parcialmente ao encontro do que Boezeman et al. (2010)
concluíram no caso dos Países Baixos (fazendo parte da UE, é de esperar algumas
semelhanças nas correntes) é que a predominância da EN nos planos associa-se a momentos
em que as questões ambientais perdem preponderância na agenda política. Podemos ver isso
na diferença entre os 1º/2º PAAs e os 3º/4º PAAs. O objetivo inicial da política ambiental
comunitária em concretização do mercado interno comum (com a harmonização entre EM
das políticas ambientais a refletir esse objetivo) abrangia os primeiros quatro PAAs. No
entanto, os dois primeiros aproximavam-se muito mais das ideias da EE, enquanto no 3º e
4º, devido às influências neoliberais dos anos 80 e à recessão económica, dominam visões da
EN e pressuposições de incompatibilização.
Por outro lado, de forma previsível, momentos em que as questões ambientais ganham
preponderância na agenda política traduzem-se num maior presença das ideias da EE. Isto é
81
consistente com os períodos do 1º e 2º PAAs, em que as questões relativas aos limites para
o crescimento imperavam nas agendas políticas, e do 5º PAA, que coincide com a conferência
do Rio em 1992 e com a chegada dos princípios do DS à agenda política. O 5º PAA acaba
por ser o mais próximo das ideias da EE, porque além de partilhar grande parte das
pressuposições e objetivos da EE (com exceção da solução de crescimento sustentável),
também traduz a combinação de instrumentos económicos de mercado e de regulação
caraterísticos da EE.
As conclusões acerca das relações entre os contextos políticos e a presença das ideias
subjacentes na EE e EN, bem como acerca dos (des)alinhamentos dos fundamentos de cada
PAA nesses dois campos, vão de encontro à constatação de Kingdon (1984) apontada por
Farley et al. (2007):
“A agenda é mais afetada pelas correntes do problema e da política e as alternativas são
mais afetadas pela corrente das políticas” (p.176)
Ou seja, as correntes do problema e da política ditam em grande parte os momentos de
mudanças na agenda, mas não exatamente qual a alternativa de política a ser adotada.
82
4.5. Mercados de licenças na agenda política
A secção anterior estabeleceu os paradigmas discursivos da agenda política da UE ao longo
dos anos e a forma como eles traduzem as ideias da EE. Esta secção incidirá sobre um
instrumento de política que reflete o paradigma da EE, analisando os fatores que
influenciaram a sua chegada à corrente das políticas e a entrada na agenda política da UE.
4.5.1. Enquadramento discursivo do cap-and-trade
O instrumento em análise será os mercados de licenças/quotas. Já se explicou no capítulo 2
a forma como estes mercados refletem os princípios da EE, representando a sequência lógica
de objetivos de escala sustentável, distribuição justa e alocação eficiente. No entanto, apesar
do CaT representar a abordagem da EE, não é distintivo, no sentido em que também é aceite
na política económica mainstream como ferramenta de política ambiental. Para Farley et al.
(2007), os economistas ecologistas favorecem sistemas CaT porque estes seguem a sequência
lógica de objetivos da EE, enquanto os economistas neoclássicos louvam a sua eficiência. A
EE defende um cap-auction-trade com particularidades distintivas do CaT tradicional (Daly,
2010a, 2013; Perez-Carmona, 2013):
O seu âmbito de aplicação é mais alargado. A EE pretende estender estes mercados
aos recursos básicos renováveis e não renováveis, especialmente os combustíveis
fósseis, aplicando-os também a áreas como a pesca e o uso dos recursos florestais.
Em última instância, pretende integrar neste sistema grande parte dos recursos
comuns que sejam CN rival.
Dá prioridade às licenças de extração sobre as licenças de emissão (controlando a
poluição indiretamente) por ser um ponto de atuação muito menos disperso, mas
não excluindo a complementaridade entre as duas.
O governo faz a distribuição inicial de 100% das licenças por leilão (rejeita-se
qualquer tipo de grandfathering).
Este instrumento enquadra-se no sistema discursivo da EE presente na grelha analítica
(tabela 1). O estabelecimento, exteriormente ao mercado, de um cap que reflita um standard
ecológico traduz as pressuposições empíricas da grande importância dada à escala da
economia, a desconfiança na capacidade do mercado aliado ao progresso tecnológico para
controlarem a escala (pessimismo tecnológico) e a necessidade de preservação do CN.
83
Restringir diretamente a quantidade transacionada no mercado, ao invés de manipular os
preços para obter a quantidade desejada, segue o princípio da precaução para lidar com a
incerteza pura do ecossistema global.
Ao nível dos objetivos de política e da questão normativa, encaixa-se na tentativa de alcançar
os três principais objetivos da EE. As quotas/licenças (cap) são determinadas para limitar o
throughput a uma “escala sustentável”. As receitas do leilão servem para promover uma
“(re)distribuição justa” através da redução dos impostos regressivos e sobre os rendimentos
mais baixos. Depois do leilão inicial, as quotas e os recursos que elas limitam são
transacionados livremente no mercado para obter uma “alocação eficiente” das licenças.
Este instrumento de política também combina as facetas da regulação direta administrativa
com a política económica de mercado que a EE propõe e recorre a indicadores biofísicos
para estabelecer o cap.
Relativamente à crítica de que o CaT é um sistema que comoditiza a poluição, estando ligado
à EN e à sua conceção de mercado livre, Daly (2007) está em desacordo:
“O sistema cap-and-trade não é ‘ambientalismo de mercado livre’ como é
frequentemente rotulado – é ‘ambientalismo de mercado social’. Restrições sociais na
escala (sustentabilidade), e na distribuição (justiça) devem ser impostas politicamente
antes dos mercados poderem transacionar licenças e determinar preços.” (p.109)
4.5.2. Dinâmica política do cap-and-trade
Como se referiu na metodologia, a presença do CaT na agenda política da UE é a variável
dependente a analisar. O CaT, ou conceitos relacionados, não são mencionados nos primeiros
anos da agenda de política ambiental da UE. Os dois primeiros PAAs não fazem qualquer
referência a licenças transacionáveis de poluição/extração e o 3º PAA demonstra aversão à
ideia, referindo que, na imposição de custos ao poluidor (European Commission, 1983):
“ (…) deve-se tomar cuidado para garantir que tais cobranças não se traduzem, na
sua aplicação prática, numa licença para poluir.” (p.5)
O 4º PAA apresenta uma alteração discursiva, introduzindo os instrumentos de mercado na
agenda e colocando a hipótese de “licenças de descarga negociáveis”, sem no entanto referir
a hipótese de as transacionar. O 5º especifica “licenças de emissão, descarga e de exploração”
geridas por autoridades públicas. Apesar do 5º PAA dar maior ênfase à abordagem com
84
incidência no preço (imposto CO2/energia), refere a abordagem sobre as quantidades (EE):
“ (…) é também importante estudar em que medida as opções possíveis como as
autorizações transaccionáveis podem ser utilizadas para controlar ou reduzir as
quantidades.” (Comissão Europeia, 1993) (p.71).
Em 2001, a CE propõe a criação do Comércio Europeu de Licenças de Emissão (CELE, EU
ETS em inglês), com o 6º PAA a traçar o objetivo de estabelecer um regime de transação
dentro da UE até 2005 (ano em que ficou operacional). O CELE torna-se o primeiro
mercado de licenças transnacional (Jordan et al., 2013). Em 2013, o 7º PAA não menciona o
CELE, fazendo apenas uma breve menção à importância continuada dos mercados de
licenças de emissão para a política climática a longo-prazo e à promoção da integração entre
os diferentes mercados de licenças a nível global. O primeiro aspeto pode-se explicar pela
perda de credibilidade no CELE devido às falências na sua operacionalização e o segundo
pelo facto dos sistemas CaT se estarem a alastrar a cada vez mais mercados nos últimos anos
(The World Bank, 2019).
A presença crescente do CaT na agenda política da UE até à entrada em atividade do CELE
em 2005, bem como a evolução que teve desde então, pode ser explicada por fatores
contextuais, de agência e de caraterísticas do instrumento de política. Há que notar que a
literatura não é unânime na forma como os fatores influenciaram o desenvolvimento do
CELE. Existem abordagens diferentes e muitas vezes complementares que incidem sobre os
interesses dos EM, as posições das instituições europeias e o contexto internacional. Por
vezes, é difícil identificar causalidades claras entre certos eventos e o aparecimento ou a
alteração das políticas na agenda.
4.5.2.1. Contexto
O CaT foi inicialmente conceptualizado no final dos anos 60 nos EUA, quando simulações
computacionais mostraram que este tinha menores custos de abatimento da poluição do que
os métodos tradicionais (Burton & Sanjour, 1970). Em 1990 nos EUA, o Clean Air Act
implementou o primeiro sistema CaT para o dióxido de enxofre (SO2), com o objetivo de
reduzir as chuvas ácidas (Gilbertson & Reyes, 2009).
Até 1987, a política ambiental da UE focava-se em harmonizar mecanismos de regulação
direta entre EM, com o objetivo de estabelecer um mercado comum. A partir daí, a
ratificação do Ato Europeu Único, aliado à preocupação crescente com as alterações
85
climáticas incentivou novas abordagens mais dinâmicas, com o 4º PAA a propor a adoção de
instrumentos não regulatórios, nomeadamente licenças de poluição (em contraste com o 3º),
e o 5º a alargar o âmbito de aplicação destes instrumentos (Jordan et al., 2013).
Desde os anos 90, a política ambiental da UE tem-se guiado pelas metas estabelecidas nas
conferências da ONU para o meio ambiente e desenvolvimento (UNCED) e sobre as
Mudanças Climáticas (COP) e nos relatórios do Painel Intergovernamental sobre Mudanças
Climáticas (IPCC), sendo que a UE tem definido objetivos internos de longo-prazo mais
ambiciosos (European Union, 2015a). As metas estabelecidas para a redução das emissões
de GEE na UNCED do Rio em 1992 e na primeira COP em 1995 incentivaram a UE a
definir metas comunitárias para o clima e energia (redução das emissões de GEE, quota de
energias renováveis e melhoria da eficiência energética), repartindo o fardo entre os EM.
Durante a negociação do protocolo de Kyoto em 1997, para atingir estas metas, a UE opôs-
se às ideias dos EUA baseadas em mecanismos flexíveis como o CaT de emissões (SkjÆrseth
& Wettestad, 2008). No entanto, acabou por ceder à pressão dos EUA no uso destes
instrumentos, com o protocolo a prever o comércio de licenças de emissão, mecanismos de
desenvolvimento limpo (MDL) e implementação conjunta (IC) (SkjÆrseth & Wettestad,
2008). Assim, na sequência do tratado, aliado ao falhanço da CE em implementar o imposto
comunitário sobre o carbono e energia nos anos 90, o CaT de emissões tornou-se a solução
de política ambiental para atingir as metas comunitárias (Jordan, Benson, et al., 2013).
Em 2000, a UE apresentou um livro verde sobre a transação de direitos de emissão de GEE
(Comissão Europeia, 2000), cuja implementação é apresentada como objetivo no 6º PAA.
Além disso, em 2001, a administração Bush retirou os EUA do ainda não ratificado protocolo
de Kyoto, tornando a UE no líder da política climática global. Isto fez com que o CELE se
tornasse central para salvar o protocolo, incentivando a UE a acelerar o seu processo de
desenvolvimento e lançando-o em 2005, com os caps sobre as licenças a serem definido por
planos nacionais (SkjÆrseth & Wettestad, 2008). Na visão dos decisores políticos, o CELE
seria o mecanismo central na promoção do crescimento económico e da inovação
tecnológica de baixo carbono23. Desde 2005, o desempenho do CELE tem encapsulado
grande parte do contexto que influencia a sua presença na agenda política. Para entender
melhor estes fatores, é importante dar um enquadramento geral do funcionamento do
mercado. O CELE, com algumas particularidades, segue o funcionamento clássico de um
23 Ver Calel e Dechezleprête (2016)
86
sistema CaT (Denny Ellerman et al., 2016; European Commission, 2019a):
É determinada uma quantidade máxima de emissões para determinados setores, que
constitui o cap/quota agregado que se traduz no mesmo número de licenças de
emissão da UE (EUAs). O cap vai sendo reduzido ao longo do tempo para diminuir
as emissões totais.
As licenças são distribuídas inicialmente pelos respetivos agentes regulados pelo
CELE (que cumprem certos critérios conforme o setor), seja por alocação gratuita
baseada no histórico de emissões (grandfathering) ou obtidas por leilão.
É permitida a comercialização de licenças como forma de minimizar os custos de
redução das emissões. Uma empresa que reduza as emissões pode vendê-las a outra
empresa ou ficar com o excedente de licenças para utilizar no futuro (banking). No
final de cada ano, cada empresa tem de entregar o número de licenças suficiente para
cobrir as suas emissões, sob pena de multa em caso de incumprimento (estabelecida
em 100 €/tCO2 e sujeita a subidas de acordo com a inflação (European Union,
2015b)).
Na sequência do Protocolo de Kyoto, prevê um número limitado de offsets (sob o
âmbito dos MDL e da IC, sendo que a percentagem de offsets relativamente às licenças
da UE é determinada pelos EM e aprovada pela CE24), que de forma geral, consistem
na compra de créditos e unidades de redução de emissões (CREs e UREs) a projetos
de redução fora da UE. Estes créditos traduzem-se em licenças de emissão, o que
aumenta o cap.
O CELE dividiu-se em várias fases de execução, nas quais os mecanismos do mercado se
têm vindo a alterar. A fase 1 (2005-2007) serviu como programa piloto, com a fase 2 (2008-
2012), 3 (2013-2020) e 4 (2021-2030) a tentarem corrigir problemas operacionais do mercado.
A figura 3 apresenta a evolução do preço das licenças de emissão, que é crucial para ditar o
equilíbrio entre o incentivo ao investimento em tecnologias de baixo carbono e a
competitividade das empresas europeias a nível internacional.
Na fase 1 (fase piloto), houve problemas de excedente de licenças (preço chegou quase a 0€
em 2007) por falta de dados fidedignos das emissões. Na fase 2, apesar dos ajustes (e.g.
redução de 6,5% do cap e centralização das operações num registo comunitário operado pela
24 O agregado do CELE era 11% na fase 2 (Denny Ellerman et al., 2016)
87
CE), houve de novo um excedente devido à diminuição da procura de licenças provocada
pela recessão económica de 2008 (European Commission, 2016). Isto tornou o CELE ainda
menos consensual, e surgiram críticas dos seus benefícios reais na redução de emissões e dos
incentivos perversos que o mercado criava (Clifton, 2009; Gilbertson & Reyes, 2009). Esta
situação talvez explique o pouco destaque do CELE no 7º PAA. De qualquer forma, em
2012, os 15 países da UE que haviam ratificado o Protocolo de Kyoto em 1997 tinham
reduzido as emissões de seis GEE em 18,5%, comparativamente com os níveis de 1990 (o
objetivo de Kyoto era de 8%) (European Union, 2015a).
Em resposta aos problemas das primeiras fases, a fase 3 substituiu os limites nacionais, que
distorciam a concorrência no mercado interno (European Commission, 2019b), por um cap
comunitário e apostou na alocação gradualmente maior das licenças por leilão (40% em 2013,
estimando-se 57% das licenças no período 2013-2020)25 (European Commission, 2016).
Também introduziu a diminuição da oferta total de licenças em 1,74% por ano (European
Commission, 2016) e o adiamento de leilões de licenças para anos futuros (backloading). Ainda
assim, os preços das licenças continuaram muito baixos, acordando-se em 2015 um
mecanismo (Market Stability Reserve) que retirasse do mercado e colocasse em reserva o
excedente de licenças a partir de 2019 (European Commission, 2016). Estas políticas para a
redução do excedente de licenças, associada a uma possível miopia do mercado26, podem
explicar aumento do preço de 7.78€/ton para 25.18€/ton, entre 1 de janeiro de 2018 e 2 de
setembro de 2019 (próximo do preço anterior à crise de 2008) (Sandbag smarter climate
policy, 2019). Esta subida incentiva as empresas a reduzirem as suas emissões, mas por outro
25 Figura 10 nos anexos 26 Ver Fuss et al. (2018)
Figura 3 Preço spot das EUAs entre 2005 e 2015 (a) (Dechezleprêtre, Nachtigall, & Venmans, 2018) e entre 2015 e 2 de setembro de 2019 (b) (Sandbag smarter climate policy, 2019) em €/tCO2 (xx) em cada ano (yy).
88
lado, aumenta o risco da produção industrial se deslocar para países com regulação mais fraca
(“carbon leakage”). Para prevenir a essa situação, a UE tem uma lista de empresas expostas
a este risco, com a 4ª fase a prever que os agentes nesta lista recebam 100% das licenças do
benchmark do seu setor gratuitamente (European Commission, 2018). Também há quem
proponha tarifas fronteiriças sobre o carbono, algo com paralelos às tarifas propostas pela
EE (B. Jones, 2019). A 4ª fase visa uma redução de 43% nas emissões relativamente a 2005,
programando uma redução anual do cap de 2,2%, o aumento das licenças leiloadas e
mecanismos de apoio financeiro que ajudem a assegurar a competitividade das indústrias
nesta transição (European Commission, 2016).
As pressuposições de compatibilização entre o crescimento económico e a sustentabilidade
ecológica na UE desde meados dos anos 90 até à atualidade, estabeleceram o pano de fundo
para a comoditização da poluição. Neste contexto, o CELE assume um papel cada vez mais
importante na concretização dos objetivos de política ambiental da UE. Tornou-se uma
política convergente com as correntes da política e do problema, em que predominam cada
vez mais as alterações climáticas. Aliado a isto, o seu modelo flexível de alocação de licenças
e de cobertura parcial das emissões e o desacoplamento entre o PIB e as emissões na UE,
acabam por não restringir as ambições ao crescimento da economia. Inclusivamente, estudos
empíricos comprovam que, apesar do preço baixo das licenças, entre 2005 e 2012, o CELE
foi responsável pela redução em 10% das emissões das empresas participantes sem prejudicar
o seu desempenho económico (Dechezleprêtre, Nachtigall, & Venmans, 2018). Atualmente,
o CELE regula cerca de 14 000 instalações com elevado uso energético em 31 países,
cobrindo aproximadamente 40% das emissões de GEE da UE (Dechezleprêtre et al., 2018).
Apesar do seu sucesso relativo, é expectável que o CELE continue a ser o principal
instrumento político da UE no combate às alterações climáticas, tendo mais relevância no 8º
PAA.
4.5.2.2. Agentes Intervenientes
O poder político dos EUA, de forma indireta, influenciou a entrada do CaT na agenda
política europeia em duas instâncias. Primeiro, na forma como influenciaram o protocolo de
Kyoto em 1997, em que o CaT foi uma das ferramentas políticas acordadas para enfrentar
as alterações climáticas. Mais tarde, em 2001, a saída dos EUA do protocolo abriu uma janela
de oportunidade à UE para se colocar na vanguarda desta luta e ganhar peso político na
comunidade internacional (European Union, 2015a; SkjÆrseth & Wettestad, 2008).
89
A CE desempenhou um papel preponderante na implementação do CELE, mobilizando
especialistas independentes para o projeto e envolvendo atores nos vários níveis de decisão
(Skjaerseth & Wettestad, 2010). Contra a vontade ou indiferença inicial de certos EM e
indústrias (caso da Alemanha) (Meckling, 2011), a CE, com o lobby de indústrias como a BP,
a Shell e produtoras de eletricidade, que viram uma oportunidade para diminuir os custos,
promoveram o projeto do comércio de licenças de emissão (Gilbertson & Reyes, 2009).
Gradualmente, a aceitação política de um sistema CaT europeu começou a aumentar. A
adoção rápida do CELE também se deveu a outros fatores (Jordan, Benson, et al., 2013):
A Dinamarca, o Reino Unido, a Holanda e a Suécia foram pioneiros, pois já tinham
planeado ou estabelecido os seus planos nacionais, e viram no CELE uma
oportunidade para reduzir as desvantagens competitivas.
Apesar da maior parte dos EM ser contra o comércio de licenças, a CE usou o CELE
como solução política para responder ao compromisso de reduções de Kyoto.
A política de impostos necessitava de unanimidade no CUE, enquanto para outras
bastava votação maioritária, o que deu vantagem ao CELE vantagem institucional.
As preocupações dos diferentes EM foram tidas em conta no desenho do CELE,
como por exemplo, a alteração da proposta da CE no sentido de leiloar todas as
licenças para a distribuição quase toda gratuita que vigorou nas primeiras fases.
Nas fases 1 e 2 do CELE houve um lobby forte da indústria para a alocação gratuita, com as
principais beneficiadas a serem as produtoras de eletricidade (Drew, 2010). Na transição para
a fase 3, a CE indicou num relatório ao parlamento europeu a necessidade de reestruturação
do CELE (Jordan et al., 2013). Isto despoletou uma série de investigações no âmbito do
Programa Europeu para as Alterações Climáticas através de um grupo de trabalho composto
por várias partes interessadas (EM, indústria, ONGs, academia, centros de investigação)
(Drew, 2010). Consequentemente, com o apoio dos EM, a CE conseguiu que as licenças para
as produtoras de eletricidade passassem a ser todas leiloadas e que as indústrias intensivas a
nível energético tenham uma percentagem decrescente de licenças gratuitas até 2020
(European Union, 2015b).
4.5.2.3. Caraterísticas específicas do cap-and-trade
O CaT é um instrumento relativamente simples nas suas linhas gerais, mas que pode ter
variações significativas na forma como é projetado. Existem dúvidas quanto à viabilidade
90
institucional dos sistemas CaT, principalmente a nível internacional (Hilsenrath, 2009). A
aplicação mais significativa previamente ao CELE foi realizada nos EUA para o 𝑆𝑂2 e teve
resultados ambíguos. A redução significativa da concentração de 𝑆𝑂2 na atmosfera foi
acompanhada duma redução ainda maior na Europa, que usava mecanismos de regulação
direta (Clifton, 2009). Apesar destas dúvidas operacionais e de críticas generalizadas, isso não
retraiu o desenvolvimento do CELE e a criação de mecanismos de CaT noutros países (The
World Bank, 2019).
O CaT é criticado por levantar problemas de equidade, favorecendo os países ricos na
compra de licenças e na manutenção da quantidade desproporcional de emissões de GEE
(SkjÆrseth & Wettestad, 2008). Uma resposta possível a esta preocupação é a redistribuição
das receitas angariadas com a venda das licenças, seja por pagamentos de dividendos de um
fundo comum ou através de investimento em projetos que promovam a sustentabilidade
(Boyce, 2018).
Uma das principais críticas que a UE fazia até Kyoto era a comoditização da poluição pelo
CaT (contra que o 3º PAA se insurgia). Ironicamente, isto traduziu-se muito nos moldes em
que o instrumento foi estabelecido no protocolo, nomeadamente nos seus mecanismos
flexíveis de “importação/exportação” de emissões via offsets. Para Stephan e Paterson (2012),
o CaT reflete a transição da política de regulação “end-of-pipe” para o uso de incentivos
económicos para atingir os objetivos ambientais, algo que é coerente com a alteração de
paradigma (pelo menos das intenções) do 4º e 5º PAAs. Segundo Stephan e Paterson (2012),
o mercado de licenças alinha-se completamente com a ideologia da EN e faz parte do
processo de modernização ecológica que rejeita a oposição entre o crescimento económico
e a sustentabilidade, promovendo o crescimento do mercado financeiro de carbono e de uma
economia descarbonizada. Isto também é coerente com as pressuposições de
compatibilização do 6º e 7º PAAs e o ênfase que os planos dão ao desacoplamento entre PIB
e throughput.
Naturalmente, esta visão do CaT não é partilhada pela EE. Pode-se argumentar que a
determinação do cap como limitador das emissões dá-lhe a força retórica de, teoricamente,
assegurar que não se ultrapassam os limites ecológicos das sinks. Inclusive, pode-se sustentar
duma perspetiva ecologista que os mecanismos flexíveis previstos e a distribuição gratuita de
licenças é uma desvirtuação do seu propósito principal. No entanto, na realidade política, o
CaT é interpretado ostensivamente como uma política com a ideologia da EN, quer pelos
91
seus críticos quer pelos seus defensores.
4.5.2.4. Conclusões sobre o cap-and-trade
A interação entre os três fatores ditou a presença do CaT na agenda política da UE. O
reconhecimento das alterações climáticas como problema prioritário no contexto
internacional (corrente da política e do problema), as metas e mecanismos estalecidos no
protocolo de Kyoto e o fracasso anterior do imposto comunitário sobre o carbono-energia
foram determinantes para a abertura da janela política ao CaT na UE. As “pressuposições de
compatibilização” dominantes desde os anos 90 (após o 5º PAA) até à atualidade têm servido
como pano de fundo para desenvolver o CELE e associar os mecanismos financeiros à
promoção da sustentabilidade.
Os moldes em que o CaT foi desenvolvido acabaram por ser influenciados e por se alinhar
com o interesse de diversos atores por motivos diferentes. À UE, conferiu-lhe destaque no
plano político internacional como líder contra as alterações climáticas. Para algumas
indústrias e na opinião de economistas mainstream, foi um instrumento que abriu a
possibilidade para flexibilizar a redução de emissões e reduzir os seus custos através da
alocação eficiente das licenças. Da perspetiva (não influente) da EE (embora certos
ambientalistas tenham sido contra), era a forma de restringir o mercado a uma escala
sustentável.
Neste contexto, a CE assumiu um papel central no desenvolvimento do CELE. Foi o
principal congregador dos interesses dos diversos agentes, tendo durante os anos que
antecederam ao CELE levado a cabo um trabalho de persuasão e negociação política junto
das indústrias e dos EM. Cedeu à pressão dos EM e dos lobbies de certas indústrias e ganhou
o apoio de outras, primeiro para adotar o CELE e depois para distribuir as licenças
gratuitamente nas primeiras fases. Nos anos de implementação, o CELE perdeu credibilidade
como instrumento viável devido aos preços muito baixos das licenças. No entanto, em 2013
a CE liderou o esforço para serem retiradas licenças do mercado a uma percentagem fixa
anual e, acima de tudo, para passar a alocar grande parte das licenças por leilão.
A principal conclusão nesta secção é que não se pode atribuir a entrada do CaT na agenda
política da UE à influência ou predominância das ideias da EE. Muito pelo contrário, a
entrada surge no momento em que predominam muitas das pressuposições (de
compatibilização, entre outras) e objetivos de política da EN (6º PAA). Assim, o alinhamento
92
parcial dos moldes em que o CELE foi desenvolvido com os princípios da EE é coincidente,
e resultado da sobreposição da EN e EE neste ponto.
4.5.3. As lições do CELE para a EE
Esta secção pretende conjeturar uma resposta à pergunta “Que conclusões pode a EE retirar
do funcionamento do CELE?” e dar indícios de possíveis investigações nesse sentido.
Certamente, o CELE não representa totalmente as recomendações previstas por Costanza
et al. (2014) ou Daly (2010, 2013). A operacionalização da EE para a aplicação do cap-auction-
trade baseia-se no princípio de atribuir propriedade pública ao CN natural rival,
transformando bens livres em bens económicos. A literatura da EE fala em começar por
recursos básicos como os combustíveis fósseis e, gradualmente, alargar o âmbito do
instrumento a problemas como perdas de pantanais e emissões de CO2 (Farley et al., 2007).
Em última instância, pretende-se integrar neste sistema todos os recursos comuns que
constituam CN rival, não-excluível e escasso (Daly, 2010a; Farley & Costanza, 2010). Apesar
destas ressalvas, é razoável assumir que o CELE é um proxy dos sistemas cap-auction-trade da
EE. Referindo-se às recomendações políticas de Daly (2010) para uma economia de
crescimento estagnado, Perez-Carmona (2013) nota que:
“ (…) estas recomendações de políticas têm sido gradualmente implementadas ao
longo dos anos últimos anos, em níveis diferentes e regiões diferentes,
nomeadamente sistemas cap-auction-trade para GEE como o EU Emission Trading
Scheme e reformas ecológicas fiscais na Europa, ambas certamente não sem disputa.”
(p.133)
Assim, o primeiro passo para responder a pergunta é notar as semelhanças do CELE com as
propostas da EE. Neste momento, o cap total de licenças (oferta acumulada) no CELE
baseia-se no cumprimento da meta de limitação ao aumento de 2º C imposta no protocolo
de Paris em 2015 (40% de redução dos valores das emissões de 1990 até 2030). O CELE
também tem aumentado substancialmente o seu número de licenças leiloadas ao longo dos
anos27, com o leilão a tornar-se o principal mecanismo de alocação a partir de 2013 (57% das
licenças até 2020). Isto aproxima-se mais à rejeição total de grandfathering por parte da EE,
que defende que as licenças devem ser todas vendidas por leilão. No entanto, o risco de carbon
27 Figura 10 dos anexos
93
leakage levou à criação duma lista de empresas de risco que recebem gratuitamente grande
parte das licenças, sendo que a fase 4 também prevê que uma parte substancial das licenças
alocadas por grandfathering (European Commission, 2018).
A EE defende o uso das receitas do leilão para o objetivo da distribuição justa, seja através
de redistribuição direta de um fundo e de investimento em CN ou da redução progressiva de
impostos sobre o rendimento. Nos moldes atuais, a maior parte das receitas do CELE
destina-se ao investimento em projetos de eficiência energética, de energias renováveis e
outros projetos de mitigação das alterações climáticas (Carl & Fedor, 2016). Curiosamente,
o mecanismo redistributivo direto para os cidadãos e empresas que a EE sugere, seja através
de dividendos de fundos comuns ou de reduções da carga fiscal, são mais frequentes em
sistemas de impostos sobre o carbono do que em sistemas CaT (Carl & Fedor, 2016). A EE
considera os impostos como complementares ou alternativos ao CaT, mas prefere o controlo
sobre a quantidade do que sobre os preços. Alternativamente, há sugestões para um imposto
dinâmico sobre o carbono, indexado ao objetivo que se pretende alcançar (Boyce, 2018).
Assim, um aspeto muito relevante no funcionamento do CELE relaciona-se com a sua
viabilidade institucional e política. A literatura consultada da EE não foca extensivamente
esta questão. A crítica de Stewen (1998, 1999) a Daly (1992, 1999) refere precisamente este
aspeto, ou seja, a desconsideração das implicações políticas resultantes das interdependências
entre os três objetivos de escala sustentável, distribuição justa e alocação eficiente. Estas
interdependências, para além de implicarem grandes trade-offs entre objetivos, podem
comprometer o alcance dos objetivos em si. Fuss et al. (2018) analisam a forma como as
distorções de governança e de mercado podem afetar o desempenho do CELE. Concluem
que a perspetiva de curto-prazo dos agentes de mercado (“miopia”) e a falta de credibilidade
institucional no estabelecimento da cap acumulada faz com que o preço das licenças se
mantenha baixo. Esta falta de compromisso com o cap sentida pelos agentes no mercado faz
com que estes esperem que a oferta cumulativa se torne menos restritiva no futuro conforme
as necessidades competitivas. Caso o cap se mantenha, contrariamente às expetativas do
mercado, isto fará com que, aquando da aproximação do término das licenças, o seu preço
das aumente rapidamente. Nesta situação, os decisores políticos serão sujeitos a uma pressão
enorme para aumentar a oferta acumulada de licenças. Nessa situação, terá de existir um trade-
off substancial entre alargar o cap e poder comprometer a sustentabilidade ecológica, ou
manter o cap e deixar que o aumento vertiginoso do preço das licenças possa comprometer
94
a competitividade das empresas e tenha repercussões sociais negativas (Fuss et al., 2018).
Outra consequência indesejada de um preço baixo das licenças é o baixo incentivo ao
progresso tecnológico que isto cria no mercado, pela necessidade limitada de soluções de
baixo carbono. Para Fuss et al., (2018), a questão essencial passa pela estabilidade e
credibilidade política do cap do CELE e de qualquer mecanismo de estabilização dos preços,
uma vez que sem apoio político, estes estarão sempre sobre o risco de serem alterados ou
revogados. Uma solução apontada para reforçar o compromisso político de CELE é de
tornar as metas de redução a médio e longo-prazo legalmente vinculativas.
A estratégia da UE de redução da oferta de licenças a curto-prazo através dos mecanismos
de back-loading e do MSR (European Commission, 2018) pode resolver o problema a curto-
prazo aumentando o preço das licenças (algo que já se verificou). No entanto, a longo-prazo,
poderá iniciar uma corrida no tempo entre a inovação de tecnologias de baixo-carbono e a
viabilidade política da escala definida (cap acumulado).
Rudolph, Aydos, Kawakatsu, e Lerch (2018), referindo os três objetivos de Daly (1992),
estabelecem requisitos operacionais (tabela 2) para a concretização de um mercado de
carbono sustentável. Apesar da literatura da EE não aprofundar em grande detalhe a
operacionalização de um sistema cap-auction-trade, podemos considera que no âmbito
considerado, os requisitos são um proxy da EE.
95
Tabela 2 Avaliação de Rudolph, Aydos, Kawakatsu, & Lerch (2018) da conformidade dos diferentes mercados e carbono com os critérios de design sustentável que estabeleceram.
Na tabela vemos a conformidade dos diferentes mercados (inclusive do CELE - EU ETS)
nos diferentes pontos. Os incumprimentos do CELE são a ausência de limites no preço das
licenças e de ajustamentos fronteiriços para evitar carbon leakage. A proposta para a
implementação de limites no preço das licenças do CELE também é sugerida por Fuss et al.
(2018), usando o limite superior para responder às preocupações das indústrias dos efeitos
dos preços altos do carbono e o limite inferior para conter qualquer distorção de mercado
resultante de miopia ou falta de credibilidade sobre o cap. Relativamente aos “ajustamentos
de fronteira”, a UE não criou nenhum direito aduaneiro, optando por facilitar a alocação de
licenças gratuitas às empresas na lista de risco de carbon leakage.
Curiosamente, Rudolph et al. (2018) também tornam a questão das barreiras políticas central
para a concretização destes requisitos. Aplicando a abordagem da escolha pública a votantes,
políticos, indústrias, ONGs e burocratas, concluem que há uma tendência para a aversão no
processo político ao uso de instrumentos de mercado que racionem bens e serviços
ambientais escassos. Reconhecem que as falhas no design dum sistema CaT comprometem a
sua viabilidade política a longo-prazo, algo que é traduzido pela perda de credibilidade do
CELE devido às suas flutuações de preço e nos caps de licenças pouco ambiciosos. Por outro
96
lado, Rudolph et al. (2018) apontam que o cumprimento dos requisitos na tabela pode
responder aos interesses das diferentes partes envolvidas no processo político. Um cap
ambicioso terá o apoio da comunidade ambientalista; políticas de estabilização dos preços
(price colar) diminuirão a imprevisibilidade e poderão ser benéficas para as indústrias;
comunicar ao público os benefícios monetários da redistribuição das receitas obtidas pelo
leilão das licenças (100%) vai aumentar a aceitabilidade pública do sistema, podendo os
eleitores passar a ter um incentivo monetário de curto-prazo para apoiar esta política
climática (podem-se usar as receitas para apoiar famílias com menores rendimentos, como
no CaT da Califórnia ou redistribuir dividendos igualmente pelos cidadãos, seguindo a ideia
de um trust público da EE); a expectável oposição das indústrias e dos decisores políticos
complacentes deve ser contrabalançada pelo empoderamento das ONGs para que estas
tenham acesso equivalente ao processo político, devendo as ONGs ter posições coordenadas
entre si e também com a comunidade; estes aspetos fortalecerão o apoio das partes
interessadas, o que reforçará a viabilidade política de um sistema CaT.
Estruturalmente, Rudolph et al. (2018) apontam que sistemas CaT locais e regionais têm
enfrentado menos obstáculos, pelo que se pode seguir uma política de integração entre
programas locais. Um exemplo disso que já está acordado é a ligação entre o CELE e o
mercado de carbono Suíço (Federal Office for the Environment FOEN, 2019). Seguindo os
princípios operacionais de Costanza e Daly (1992), de manter o CN intacto para garantir as
metas de Paris, os autores propõem uma abordagem passo-a-passo, muito na linha da EE:
“Enquanto estas políticas podem parecer radicais para muitos, vale a pena lembrar
que elas são favoráveis à aplicação gradual (…) a extensão da distribuição pode ser
restrita gradualmente, os caps podem ser ajustados gradualmente.” (Daly, 2013)
Apesar do seu desenvolvimento titubeante, há razões para ser otimista relativamente ao
CELE. Dechezleprêtre et al. (2018) realizaram um estudo empírico que conclui que, apesar
do preço baixo das primeiras fases, pode-se atribuir diretamente ao CELE a redução de cerca
de 10% dos GEE entre 2005 e 2012. Contrariamente à visão geral, os autores mostram que
esta redução não foi acompanhada da perda de competitividade das empresas incluídas no
mercado, melhorando inclusive alguns indicadores como o emprego ou as receitas (resultante
do maior investimento, mas sem o aumento dos lucros). Além disso, também há evidência
empírica de que o CELE fez crescer em 30% a inovação em tecnologias de baixo-carbono
nas empresas reguladas em comparação com um cenário de não integração (Calel &
97
Dechezleprête, 2016) (citado por Dechezleprêtre et al., 2018). Isto pode vir a representar um
reforço de credibilidade institucional que o CELE necessita, aumentando a probabilidade
dos caps decrescentes virem a ter um efeito real de longo-prazo no preço do carbono,
limitando as emissões da UE e promovendo o desenvolvimento duma economia de baixo
carbono.
O CELE regula apenas algumas indústrias (produção energética e setores de uso energético-
intensivo), dentro das quais inclui empresas a partir de uma certa capacidade produtiva para
controlar os custos administrativos. No caso dos mercados alargados a vários recursos que a
EE propõe, estes custos podem vir a ser um obstáculo.
O CELE, apesar de todas as suas falhas, representa um passo em frente para a EE. Esta
experiência demonstra à escola a necessidade de aprofundar mais os moldes de
operacionalização dos seus princípios, tendo em conta os obstáculos políticos que eles
enfrentam. É certo que Daly e Farley (2011) já consideram isso quando falam no “princípio
do gradualismo” ou na apropriação pública das sinks ao invés das sources para não interferir
nos direitos de propriedade dos recursos (sources). No entanto, as ideias da definição política
perentória dos objetivos e dos seus trade-offs pressupõem um “otimismo institucional”
elevado, ou seja, que existirão instituições democraticamente eleitas, que terão a autoridade,
credibilidade e coordenação entre si para levar a cabo estas e outras políticas da EE. Assim,
de forma a responder a esta incógnita, o futuro da EE pode passar por alargar a sua análise
aos campos da escolha pública e da teoria política.
99
5. Conclusões finais e trabalhos futuros
Este trabalho pretendeu avaliar a influência das ideias da EE na agenda política da UE. Para
isso, seguiu-se a metodologia que Boezeman et al. (2010) usaram para efetuar essa análise nos
Países Baixos. Primeiro, foi levada a cabo uma revisão da literatura da EE e dos debates em
que as suas ideias foram discutidas para construir um quadro analítico. Este quadro serviu
como base de referência para realizar a análise empírica. Esta consistiu numa reconstrução
temporal da agenda da política ambiental da UE exposta nos PAAs, avaliando em que medida
esta traduz as ideias da EE, e da EN como contraponto. Posteriormente, investigou-se que
fatores que influenciaram a chegada do CaT à agenda da UE e até que ponto estes se
associam à influência das ideias da EE. As conclusões apresentadas no final das secções 4.4
e 4.5, em larga medida já nos permitiram responder às questões de investigação desta
dissertação.
1. Qual o impacto das ideias da EE na agenda política da UE?
Viu-se que o impacto político das ideias da EE na agenda política da UE é intermitente e
incide sobre aspetos diferentes conforme os PAAs. A EE é mais dominante no 1º, 2º e 5º
PAAs, com o 1º e 2º a ligarem-se muito às ideias de trabalhos que partilham das ideias da EE
como “Os limites do crescimento” e o 5º a ser muito associado aos princípios do DS. No
entanto, há aspetos da EE que são transversais à agenda da UE como a aceitação do
paradigma de “mundo cheio” e da capacidade de carga do planeta (limites biofísicos), os
princípios operacionais de subsidiariedade e precaução e a análise integrada combinando a
avaliação económica dos custos ambientais e as relações causa-efeito sustentadas por
indicadores biofísicos.
Uma pressuposição distintiva entre a EE e a EN que está presente nos documentos é a
incompatibilidade (EE) ou compatibilidade (EN) entre o crescimento económico e a
sustentabilidade ecológica. Esta divisão é coerente em todos os casos, com a exceção do 5º
PAA, que reflete muitas ideias da EE, mas tem uma abordagem de compatibilidade. Os
restantes PAAs, em que a EN e as pressuposições de compatibilização são dominantes,
também traduzem alguns aspetos da EE, como a transição da receita fiscal do trabalho para
a poluição e a implementação dum mercado de licenças de emissão. A promoção do
crescimento económico sustentável no 5º PAA e a presença de elementos da EE em quadros
maioritariamente associados à EN é coerente com duas visões:
100
A perspetiva de que a UE adotou o DS como objetivo político desde os anos 90,
embora acompanhado de um discurso e práticas mais associadas à EN
(modernização ecológica).
A impossibilidade política de restringir ou estagnar o crescimento económico.
Algo que foi muito importante para ditar a influência da EE e da EN foi o contexto
envolvente. Os planos que refletem mais a EE associam-se a períodos em que as questões
ambientais, para além de serem reconhecidas como um problema, eram tratadas como
prioritárias e não secundarizadas por aspetos económicos. Já os PAAs com influência
premente da EN surgem em períodos que, por alguma recessão ou por influência neoliberal,
as questões económicas relegam as preocupações ambientais para segundo plano.
2. Quais os fatores que contribuíram para a presença do CaT na agenda política e qual
a influência das ideias da EE nesse processo?
Relativamente à presença do CaT na agenda política da UE, pode ser explicada pela interação
entre as variáveis independentes. Mais uma vez, os fatores contextuais ajudam a explicar
como o CaT passou a ser cogitado na agenda da UE e na forma como ele se desenvolveu
entre as fases, enquanto a agência influenciou mais os moldes em que o CELE foi projetado.
As caraterísticas específicas do CaT ajudam a explicar o posicionamento de certos agentes.
O CELE serviu como solução política para as alterações climáticas, depois do falhanço na
implementação do imposto comunitário sobre carbono-energia, e o protocolo de Kyoto
(1997) foi o ponto de viragem que passou a UE de cética a aderente ao CaT para emissões
poluentes. Além disso, a saída dos EUA do protocolo em 2001 serviu para a UE usar a
implementação do CELE como estandarte da sua liderança mundial na política de combate
às alterações climáticas. O CELE concretizou-se tão rápido porque, para além da sua
vantagem na aprovação institucional, também se alinhou com os interesses de diversos
agentes internos da UE como alguns EMs, certas indústrias e a CE, que foi determinante na
formação da aliança entre estes interesses e na negociação e persuasão dos EMs nos anos
antecedentes ao mercado. As caraterísticas específicas do CaT acabam por ser atrativas para
os seus defensores, na sua eficiência económica e precaução teórica de atuar sobre as
quantidades impondo uma cap, e fonte de crítica pelos seus opositores, por criar um mercado
que comoditiza a poluição e cria mecanismos de incentivo perversos. Os resultados pouco
positivos (preço baixo das licenças por excesso de oferta) retiraram credibilidade ao CELE,
o que foi ditando a alteração nos moldes operacionais do instrumento. Apesar deste relativo
101
sucesso ao longo dos anos de operacionalização, a CE tem sido central em manter o CELE
como política central no combate às alterações climáticas, e há sinais recentes encorajadores.
Pode-se concluir, sem grande margem para dúvidas, que a EE não influenciou a entrada do
CaT na agenda política da UE. Contrariamente, este surgiu no período de PAAs em que a
EN era dominante. O CaT apareceu na corrente das políticas, motivado por objetivos da EN
como a eficiência económica, para responder ao desafio das alterações climáticas e dos
objetivos dos tratados e conferências internacionais. Vai para além deste trabalho determinar
se a tradução parcial das ideias da EE na agenda política geral em determinados períodos
teve alguma influência direta da escola ou se se deveu apenas aos pontos comuns que esta
tem com o relatório dos Limites do Crescimento, relatório de Brundtland e o DS. A análise
realizada dá pistas na segunda opção. É clara a dissociação entre a influência da EE e o
aparecimento do CELE. Esta situação, por um lado, pode-se encarar com pessimismo,
porque significa que o impacto da EE se continua a cingir em larga medida ao ramo
académico. Por outro, com algum otimismo porque, independentemente da sua influência
direta, há ideias da EE presentes na agenda, e políticas como o CELE, que estão a ser
operacionalizadas e que, em grande medida, se alinham com a sua perspetiva.
3. Quais as lições que a EE pode tirar do funcionamento do CELE?
Os mecanismos do CELE, no âmbito das licenças de poluição, estão-se a aproximar à
idealização da EE para sistemas cap-auction-trade, com mais licenças leiloadas e em menor
número. O grande obstáculo que a EE pode inferir do CELE é a viabilidade política e
institucional da operacionalização dos seus objetivos sob a forma de políticas.
Como não podia deixar de ser, esta dissertação apresentou algumas lacunas e limitações. A
análise teria ganho se a documentação representativa da agenda da UE fosse mais extensa e
permitisse reduzir os períodos temporais a mais do que as divisões dos PAAs. Outras
limitações da investigação prendem-se com a forma como se estabeleceu o quadro analítica.
Usou-se maioritariamente literatura da EE para estabelecer os pontos de oposição da EN, o
que pode resultar em alguma caraterização menos precisa. É sempre melhor descrever as
ideias da perspetiva de quem as sustenta, sendo que este aspeto tentou-se resolver, em parte,
com a apresentação de autores discordantes no capítulo dos debates. Adicionalmente, a
abordagem holística e transdisciplinar da EE pode por vezes ter aproximado as suas ideias
por mera coincidência e não por influência direta do campo de investigação. Por esta razão,
sempre se referiram as “ideias da EE” e não a EE enquanto escola institucional. Além disto,
102
por a UE ser uma comunidade com diversas instituições e níveis governativos, a abordagem
de diretivas gerais nos PAA pode ter omitido certos aspetos que são abordados em
departamentos mais específicos da UE. Este problema foi apontado na metodologia, e penso
que foi contornado com relativo sucesso pela consulta complementar de literatura e de outros
documentos da UE, como no caso do CaT. A UE é uma união económica que junta países
com diferentes contextos económicos e sociais. Assim, o discurso político analisado nos
planos da CE pode-se distanciar mais ou menos, conforme os casos, das políticas
implementadas nos diferentes EM, até porque estes continuam a ser o grande centro das
políticas nacionais.
Como tal, seria interessante um trabalho futuro usar Portugal como caso de estudo desta
investigação. Isso iria permitir um maior foco na operacionalização das ideias e instrumentos
previstos na agenda política, um pouco à semelhança da reflexão superficial que se fez na
parte final relativamente ao CELE. Uma investigação mais focada na operacionalização
permitiria promover certas reflexões e discussões sobre a validade das ideias teóricas da EE,
com base numa análise empírica. Também se poderia optar por uma meta-análise da
operacionalização de políticas da EE a nível global. Outra possibilidade óbvia de continuação
deste trabalho é a realização duma investigação com uma base de dados mais extensa, como
por exemplo, à semelhança de Boezeman et al. (2010), a realização de entrevistas a atores
chave na entrada de determinadas políticas da EE na agenda. Uma investigação que incidisse
sobre Portugal facilitaria o acesso para entrevistas a intervenientes responsáveis na entrada
de uma política da EE na agenda. Inclusivamente, isto poderia permitir a comparação entre
países que Boezeman et al. (2010) sugerem. A partir da validação do que já se apontava, de
que a EE tem tido uma influência política limitada, na linha do que Farley et al. (2007)
fizeram, há espaço para investigar rumos possíveis que a escola deva tomar para alterar este
paradigma.
103
Apêndice 1
Limites ecológicos para o crescimento
Os dados apresentados de seguida pretendem sustentar o primeiro ponto da motivação, de
que os limites biofísicos do planeta são relevantes, estando a ser negativamente impactados
pela atividade humana.
Em 1972, o relatório “Limites do Crescimento”, publicado pelo Clube de Roma, iniciou um
novo paradigma no debate ecológico (Jackson & Webster, 2016). Este relatório marcante,
utilizando um modelo computacional para simular diversos cenários futuros, ilustrou a forma
como os crescimentos populacional e de uso de recursos poderiam interagir com os limites
biofísicos impostos pelo planeta (depleção de recursos e absorção da poluição). O relatório
concluiu que os limites irão impor um fim ao crescimento material da economia durante o
século XXI (Meadows, Randers, & Meadows, 2004). Os autores publicaram outras
atualizações do relatório, nomeadamente passados 30 anos. Neste, puderam corroborar
alguns dos dados que tinham apontado em certos cenários, apresentando também
atualizações que mostram que a atividade económica já ultrapassou os limites ecológicos
considerados sustentáveis (Wackernagel et al., 2002; Meadows et al., 2004).
Ao longo dos anos, também foram feitas várias publicações que analisaram a
comparabilidade dos cenários traçados pelo relatório de 1972 e o que foi acontecendo nestes
quarenta anos. Turner (2014) aponta para proximidades consideráveis entre o cenário BAU
(business as usual), que projetava o futuro com o mesmo crescimento e dinâmicas observadas
entre 1900 e 1970, e a evolução a que se assistiu na realidade. Retirada desse mesmo artigo, a
figura 2 ilustra esse facto.
104
Cada vez mais, torna-se indubitável a alteração fundamental dos ciclos biofísicos do planeta
pela atividade humana. Este paradigma iniciou-se com a revolução industrial há cerca de 200
anos e acentuou-se a partir da segunda metade do século XX, fazendo muitos cientistas falar
na alteração da época geológica do Holoceno (iniciada há 11 700 anos) para o Antropoceno
(Steffen Will, 2015; Gaffney and Steffen, 2017; Living Planet Report, 2018). Atualmente, várias
funções ecológicas que asseguram o funcionamento estável do planeta veem os seus limites
ultrapassados ou em risco de o serem:
Figura 3 – Estado das variáveis de controlo para sete dos limites ecológicos do planeta (Will, 2015).
Figura 2 - Comparação entre projeções do cenário BAU (Standard Run) (linhas intermitentes) e os dados históricos das variáveis demográficas, da economia (serviços per capita, alimentos per capita e output industrial per capita) e variáveis ambientais (curvas de recursos com diferentes limites de recursos energético (60 000 EJ e 150 000 EJ)) entre 1970 e 2010 (linhas contínuas) (Turner, 2014).
105
Desde 1800, a população mundial cresceu 7 vezes (atualmente com cerca de 7.6 mil milhões
de pessoas) e a economia 30 vezes (WWF, 2018). No entanto, foi nos últimos 50 anos que
que a procura por energia, terra e água aumentou de forma exponencial, provocando
alterações brutais no sistema terrestre. O aumento da qualidade de vida, resultante do
desenvolvimento económico das últimas décadas, apresenta hoje impactos consideráveis que
interferem profundamente com a atmosfera terrestre, oceanos, florestas, terra e
biodiversidade. Em Abril de 2018, os níveis médios de CO2 registados na atmosfera foram
de 410 ppm, o valor mais elevado nos últimos 800 mil anos (WWF, 2018). Também nos
últimos 50 anos, a temperatura global aumentou a um ritmo 170 vezes superior às variações
durante todo o período do Holoceno (Gaffney & Steffen, 2017).
106
Figura 4 - Comparação dos principais índices de atividade humana (amarelo) com os índices ecológicos (laranja) (Gaffney and Steffen, 2017) (citado por Living Planet Report, 2018)
107
Os gráficos da figura 1.3 confirmam a tendência do crescimento da atividade humana,
principalmente desde 1950, com os principais indicadores socioeconómicos a sofrerem um
aumento exponencial. Esta atividade interfere em grande medida com os sistemas de suporte
básico à vida, que também sofrem um aumento no seu uso. A Ecological Footprint Network
estima que, em 2014, a pegada ecológica (PE) da humanidade era 69.6% maior do que a
biocapacidade do planeta Terra (Lin et al., 2018).
Figura 5 - Pegada Ecológica de 1961 a 2014, da edição do National Footprint Account de 2018. A PE está representada por "número de Terras", uma métrica que divide a Pegada Ecológica pela biocapacidade disponível para cada pessoa no mundo em 2014 (WWF, 2018)
O gráfico permite observar de forma clara que, entre 1961 e 2014, o aumento da pegada
ecológica a nível global deveu-se em larga medida ao aumento da pegada carbónica, com os
outros índices a permanecerem estáveis ou ligeiramente crescentes. No entanto, estes dados
são agregados à escala global. É importante fazer uma análise regional, pois os recursos
naturais não estão distribuídos de forma homogénea na superfície terrestre. Sendo que os
recursos não são consumidos no ponto de extração, a pegada ecológica per capita é muito
variável entre os países (figura 1.6).
108
Figura 6 - Mapa Global da Pegada Ecológica per capita (WWF, 2018)
Os países também apresentam níveis de CN diferentes entre si. A maior parte dos países do
mundo encontra-se em défice ecológico, ou seja, a biocapacidade dentro das suas fronteiras
é menor do que a sua pegada ecológica (Lin et al., 2018). Assim, há que ressalvar a
heterogeneidade entre as pegadas ecológicas totais e per capita das diferentes zonas do mundo.
109
Figura 7 – PE total (a) e per capita (b) em biliões de hectares (gha) por região entre 1961 e 2014 .
Verifica-se um aumento acentuado da pegada ecológica total da zona Ásia-Pacífico a partir
dos anos 80. Este aumento é causado principalmente pela China (Galli et al. 2012). No
entanto, neste tempo, a PE per capita encontra-se relativamente baixa e estável. Isto é um
indicador que o aumento da PE total se deve ao aumento substancial da população. África
também experiencia o mesmo fenómeno em menor escala. A PE per capita dos países
desenvolvidos (Europa e América do Norte) é muito mais elevada que a do resto do mundo,
tendo diminuído ligeiramente a partir de 2008 com a crise financeira.
110
De forma agregada, especialmente até à crise financeira de 2008, a PE per capita cresceu nos
países com níveis elevados de rendimento (consumo aumentou mais rápido que população)
e decresceu nos países com rendimentos médios ou baixos, em que a população cresceu mais
rápido que o consumo (Galli et al., 2012). É importante ter em conta que (Lin et al., 2018):
“Enquanto os impulsionadores subjacentes do crescimento da Pegada Ecológica
global são complexos, é possível explicar a Pegada Ecológica total como o produto
de dois fatores: população humana e consumo per capita” (p.11)
Figura 8 – Variação percentual entre 1961 e 2014 dos diferentes indicadores legendados (Lin et al., 2018)
A figura 8 mostra que o aumento considerável da pegada ecológica total deve-se, em larga
medida, ao aumento da população e não ao aumento do consumo de cada indivíduo. Esta
situação é preocupante, pois apesar da redução na taxa de crescimento da população, projeta-
se que a esta continue a aumentar nas próximas décadas ultrapassando os 9 mil milhões
(Roser & Ortiz-Ospina, 2019).
No último relatório da IPCC, reitera-se a necessidade de mudanças abruptas no presente
para não se ultrapassar o limite 1.5 ºC acima da temperatura média dos níveis pré-industriais.
Ultrapassar este limite, aumentará o risco de impactos ecológicos e sociais graves (IPCC,
2018).
Concluindo, é indiscutível que a atividade humana é a principal causa da instabilidade
ecológica do planeta e é premente discutir a forma como a escala da economia e a sua
orientação para o crescimento se encontra em rota de colisão com os limites ecológicos do
planeta.
111
Glossário
Este glossário contém conceitos importantes associados à EE, estando a sua estrutura e
definições de acordo com a perspetiva da escola, uma vez que seguem o glossário do manual
de Daly e Farley (2010):
Acesso livre – é uma caraterística um recurso rival que está livre para ser explorado e do
qual ninguém pode ser excluído (e.g. pesca de alto-mar). cujo acesso é livre a todos
indistintamente, sem a concorrência no consumo, e sem que seja necessário pagar por seu
uso.
Alocação é o processo de repartir recursos para a produção de bens e serviços diferentes. A
economia neoclássica foca-se no mercado como mecanismo de alocação. A EE reconhece
que o mercado é apenas um mecanismo possível para a alocação.
Bens económicos – bens cuja escassez relativa à procura por eles, e a necessidade de
trabalho humano para o seu uso lhes atribui valor económico.
Bens livres – bens sem valor económico devido à sua abundância. O acesso é livre a todos
indistintamente (não-excluíveis), sem a concorrência no consumo (não-rival, sem custo de
oportunidade para terceiros), e sem que seja necessário pagar pelo seu uso.
Bens privados – bens rivais e excluíveis (ver rivalidade e excludibilidade).
Bens públicos – um bem ou recurso que é não-rival, não-excluível e desejado pelo público.
Uma vez que são não-excluíveis, não serão produzidos por organizações com fins lucrativos
(empresas). Visto que são não-rivais, o custo marginal duma pessoa usufruir deles é zero,
portanto o seu preço eficiente deveria ser zero. Um bem público pode ser fornecido pelo
governo ou por outra instituição social.
Capacidade de absorção – a capacidade de um ecossistema absorver e reconstituir resíduos
em algo usável através de ciclos bioquímicos alimentados pela energia solar. Esta capacidade
é um recurso renovável que pode ser usado dentro de limites sustentáveis, sobrecarregado
ou destruído.
Capacidade de carga – originalmente, a população máxima de gado que pode ser
sustentada por uma dada área de pastagem. Por extensão, a população humana que pode ser
sustentada num dado nível de consumo por um dado ecossistema, com um determinado
nível tecnológico.
112
Capital Natural – stocks e fundos fornecidos pela natureza (biótica e abiótica) que geram
um fluxo futuro de recursos e serviços naturais.
Complementaridade – o oposto de substituibilidade – quando bens ou fatores de produção
têm de ser usados juntos numa combinação estrita entre si, em vez de poderem ser usados
na vez um do outro. Mesmo os bens que se classificam como substitutos têm algum grau de
complementaridade, a não ser que sejam substitutos perfeitos, o que os torna bens ou fatores
idênticos.
Crescimento – um aumento quantitativo em tamanho, ou um aumento do throughput.
Crescimento não-económico – crescimento da macroeconomia que nos custa mais do que
nos beneficia. A situação em que a expansão adicional implica a perda de serviços de
ecossistemas que valem mais do que os benefícios de produção extra duma economia
expandida.
Custos de transação – os custos de fazer uma transação, incluindo despesas legais, o custo
da coleta de informação, localizar as partes interessadas e os custos do tempo de negociação,
entre outros.
Desenvolvimento – o aumento do bem-estar humano pela melhoria na qualidade dos bens
e serviços, para um dado throughput.
Desenvolvimento Sustentável – conceito usado pela primeira vez no relatório de
Brundtland, que apontar para a satisfação das necessidades da geração atual sem
comprometer a capacidade das futuras gerações satisfazerem as suas próprias necessidades
(Daly, 1990).
Distribuição – a repartição de rendimento ou riqueza entre pessoas diferentes.
Economia do ambiente – o ramo da economia neoclássica que trata os problemas
ambientais como a poluição, externalidades negativas, e a avaliação de serviços ambientais
não mercantis. No geral, a EA foca-se quase exclusivamente na alocação eficiente, e aceita a
visão pré-analítica da economia neoclássica de que o sistema económico é o todo, e não um
subsistema contido e sustentado pelo ecossistema global.
Economia ecológica – a união da economia com a ecologia, com a economia concebida
como um subsistema do ecossistema terrestre que é mantido por um fluxo metabólico ou
throughput que vem e do sistema terrestre sob a forma de recursos naturais e serviços de
113
ecossistemas e volta para esse sistema sob a forma de resíduos/poluição.
Economia neoclássica – a escola económica dominante atualmente. Caracterizada pela sua
teoria de valor da utilidade marginal, pelo modelo do equilíbrio geral estabelecido
matematicamente, pelo individualismo e pela confiança nos mercados livres e na “mão
invisível” como os melhores meio para alocar recursos, minimizando o papel do governo.
Economia steady-state – a economia vista como um subsistema em equilíbrio dinâmico
com o ecossistema/biosfera que a sustem. Crescimento quantitativo deve ser substituído por
desenvolvimento qualitativo como objetivo principal.
Eficiência de Pareto – também conhecido como ótimo de Pareto, define um estado de
alocação de recursos ótima, no sentido em que a realocação não melhora situação individual
de um agente económico sem piorar a situação individual de outro.
Escala – o tamanho físico do subsistema económico relativamente aos ecossistemas que o
contém e sustem. Pode ser medida na sua dimensão de stocks de populacional e inventário de
“artefactos”, ou na sua dimensão de fluxo de throughput requerida para manter esses stocks.
Escala Ótima – ocorre quando o custo marginal social crescente da expansão adicional
iguala os benefícios marginais sociais decrescentes da produção extra. Depois da escala
ótima, o crescimento torna-se não-económico, mesmo que a expansão da economia seja
referida convencionalmente como crescimento económico
Excluibilidade – um conceito legal que, quando aplicado, permite ao dono excluir outros
de usar o seu bem. É sempre necessária uma instituição para fazer esse bem excluível, mas
alguns bens são não-excluíveis por natureza (e.g. camada de ozono). Se o bem é rival (uma
propriedade física), então a excluibilidade é mais ou menos natural. Se o bem é não-rival,
então a excluibilidade é mais difícil, mas por vezes possível (e.g. patentes).
Externalidade – perda ou ganho de bem-estar não intencional e não compensado dum
agente económico como resultado da atividade de outro agente.
Função de utilidade – uma relação psíquica que mostra a quantidade de utilidade ou
satisfação obtida por um consumidor pelo consumo de diferentes montantes e combinações
de recursos.
Incerteza – uma situação em que podemos saber o conjunto de resultados possíveis mas
não sabemos a distribuição de probabilidades desses resultados.
114
ISEW - Index of Sustainable Economic Welfare – indicador alternativo ao PNB, calculado
ajustando o consumo pessoal para diversos fatores que afetam a sustentabilidade e o bem-
estar, tanto positiva como negativamente. Nestes fatores, podem-se contar a depleção de
capital natural, a desigualdade crescente na distribuição de rendimento, despesas defensivas,
entre outros.
Macro-alocação – alocação de recursos entre bens e serviços de mercado e não mercantis.
Mercado competitivo – um mercado no qual há muitos pequenos compradores e
vendedores de um produto idêntico. “Muitos” significa “suficientes para que nenhum
comprador ou vendedor seja grande o suficiente para afetar o preço de mercado por si.”
Uma vez que se trata o preço como um parâmetro (um dada condição) e não como uma
variável (algo que se pode mudar), a condição é por vezes chamada função paramétrica de
preços.
Micro-alocação - alocação entre usos concorrentes de matéria-energia que já entrou no
subsistema económico, ou seja, entre bens de mercado.
Lei da produtividade marginal decrescente – à medida que um produtor adiciona
unidades sucessivas de um fator variável ao processo produtivo, mantendo os outros fatores
constantes, o output adicional por unidade do fator variável diminui com cada incremento
deste (i.e. output total aumenta a um ritmo decrescente).
Lei da utilidade marginal decrescente – à medida que um indivíduo consome unidades
sucessivas de um determinado bem a sua satisfação marginal diminui.
Licenças ou quotas transacionáveis – partes duma quota agregada que são divididas de
determinada forma por indivíduos e/ou empresas, e que podem ser transacionadas entre
eles.
Male público – algo que é não-rival, não-excluível e não desejável (e.g. poluição).
PIB – o valor de mercado dos bens e serviços finais em consumo, investimento, governo e
exportações líquidas, no respetivo ano.
Primeira lei da Termodinâmica – a matéria e a energia não podem ser criadas nem
destruídas. (lei da conservação de energia).
Recursos comuns (commons) – são recursos com carater de rivalidade de mas que são
não-excluíveis. Ver rivalidade e excluidibilidade.
115
Recursos de fundo-serviço – recursos que não são transformados naquilo que produzem
(causa eficiente); têm uma taxa de uso fixa e a sua produtividade é medida pelo output por
unidade de tempo; não podem ser acumulados e são desgastados e não usados (e.g. serviços
de ecossistemas como a absorção de carbono, controlo da erosão dos solos, purificação das
águas, polinização, etc.)
Recursos de stock-fluxo – recursos que são transformados naquilo que produzem (causa
material); têm uma taxa de uso ajustável conforme o desejado (sujeitos à disponibilidade dos
recursos fundo-serviço necessários para a sua transformação); a sua produtividade é medida
pelo número e unidades físicas do produto em que são transformados; podem ser
acumulados; não são “depreciados” mas sim usados (e.g. não renováveis como combustíveis
fósseis e recursos minerais e renováveis como madeira, alimentos, etc.)
Risco – a probabilidade conhecida (frequência relative) da ocurrência de um evento. O risco
é passível de ser prevenido com um seguro.
Rivalidade – uma caraterística inerente de certos recursos onde o seu consumo ou uso por
uma pessoa reduz o montante disponível para toda a gente.
Royalty – o pagamento ao dono de um recurso pelo direito de explorar esse recurso.
Teoricamente, num mercado competitivo, o royalty por unidade deveria ser igual ao usercost
marginal.
Segunda lei da termodinâmica – a entropia nunca decresce num sistema isolado. Apesar
da matéria e da energia terem uma quantidade constante, a sua qualidade altera-se. A medida
de qualidade é entropia, que é uma medida física do grau de “usabilidade” ou aleatoriedade
da estrutura ou capacidade da matéria ou energia serem úteis para nós. Num sistema isolado,
a entropia só aumenta. Assume-se que o universo é um sistema isolado, portanto a segunda
lei sustenta que a tendência natural do universo é para a “desorganização” crescente.
Serviços dos ecossistemas – funções geradas pelos ecossistemas que são úteis para os
humanos. No entanto, devido à interligação entre ecossistemas e à incerteza do seu
funcionamento, é difícil dizer com certeza que uma função particular dos ecossistemas não
gera valor para os humanos.
Sink – a parte do ambiente que recebe o fluxo de resíduos do throughput e é, se não for
sobrecarregada, capaz de regenerar os resíduos em fontes usáveis através de ciclos
bioquímicos. A tradução portuguesa (pouco usada) é “sumidouro”.
116
Sistema fechado – um sistema que importa e exporta apenas energia, no qual a matéria
circula apenas dentro do sistema. A Terra aproximasse a um sistema fechado, salvo as raras
trocas de matéria como no caso de detritos de excursões espaciais ou meteoritos.
Sistema isolado – sistema no qual não existe nem troca de matéria nem troca de energia
com o exterior.
Source – a parte do ambiente que fornece as matérias-primas úteis que constituem o
throughput usado na produção da economia, que no fim retorna sob a forma de resíduos para
as sinks.
Substituibilidade – o oposto de complementaridade. A capacidade de um fator (ou bem)
ser usado na vez de outro. A substituibilidade nunca é perfeita, e quanto mais extensa for a
substituição, menos eficiente é. Bens e fatores variam ao longo de um contínuo entre
substitutos perfeitos e complementos perfeitos.
Taxa de desconto – a taxa à qual o valor presente é valorizado sobre o futuro, como um
resultado de incerteza, ou de produtividade, ou de preferência temporal pura.
Taxa de desconto social – uma taxa de conversão do valor futuro para o valor presente que
reflete o juízo ético coletivo da sociedade, em oposição do juízo individualista como a taxa
de juro do mercado.
Throughput – o fluxo de matérias-primas e energia das fontes de baixa-entropia proveniente
do ecossistema global (e.g. minas, poços, pesca, terras cultiváveis), que passa pela economia,
e volta às sinks do ecossistema global como resíduos de alta-entropia (e.g. atmosfera, oceanos,
lixões)
Vantagem absoluta – capacidade de um país produzir um bem em questão a um custo
absoluto menor que os seus parceiros comerciais.
Vantagem comparativa – capacidade de um país produzir um bem de forma mais barata
relativamente a outros bens que produz do que os seus parceiros comerciais,
independentemente dos custos absolutos.
117
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Anexos
Figura 9 - Excedente de licenças no CELE entre 2013 e 2017 (European Commission, 2018)
Figura 10 - Dados da Agência Europeia do Ambiente relativos CELE entre os anos de 2005 e 2018, ao nível do total de licenças alocadas (roxo), ao número de licenças alocadas gratuitamente (vermelho) e ao número de licenças leiloadas ou vendidas (amarelo), em toneladas de carbono equivalente, cuja unidade corresponde a uma licença (European Environemnt Agency, 2019).