Última Atualização 23 de janeiro de 2022
QUESTÃO CERTA: Custo-benefício, custo-efetividade e o tempo decorrido entre o início e o fim de determinado projeto são subdimensões que qualificam a seguinte dimensão do desempenho: execução.
QUESTÃO CERTA: Na análise do custo-benefício de um programa, é essencial que os custos e os benefícios desse programa sejam transformados em unidades monetárias.
QUESTÃO ERRADA: A análise custo-efetividade exige a monetarização dos impactos causados pela política pública.
O enunciado trocou análise de custo-benefício por análise de custo-efetividade.
“A análise custo-benefício e a análise custo-efetividade são ferramentas que buscam comparar os custos estimados de determinado projeto com os benefícios esperados. Trata-se de uma forma de decidir sobre a adequabilidade e aceitabilidade de prosseguir com um projeto.
A principal diferença entre as duas é que, na primeira, os custos e resultados podem ser traduzidos em unidades monetárias; já na segunda, os impactos não podem ser valorizados em moeda.”
A avaliação ex ante contempla: a análise custo-benefício, que considera a relação monetária em que a política é viável se os benefícios forem maiores que os custos; e a análise custo-efetividade – nessa ótica, a política viável é aquela que proporciona maior efetividade, que contempla o maior número de benefícios, em face dos recursos disponíveis.
ANÁLISE CUSTO-BENEFÍCIO => que considera a relação MONETÁRIA em que a política é viável se os
benefícios forem maiores que os custos;
ANÁLISE CUSTO-EFETIVIDADE => nessa ótica, a política viável é aquela que proporciona maior efetividade, que contempla o maior número de benefícios, em face dos recursos disponíveis.
CONCLUSÃO:
ANÁLISE CUSTO-BENEFÍCIO ==> UNIDADES OBJETIVAS / MONETÁRIAS;
ANÁLISE CUSTO-EFETIVIDADE => UNIDADES SUBJETIVAS / NÃO MONETÁRIAS.
QUESTÃO CERTA: Análises de custo benefício visam maximizar benefícios e minimizar custos.
QUESTÃO CERTA: A análise de custo-efetividade de um programa é recomendada sempre que houver dificuldade na estimativa dos benefícios desse programa em valores monetários.
Análise custo-benefício toda ação que possa ser analisada sob o prisma financeiro (dinheiro que sai, dinheiro que entra).
Análise custo-efetividade custos ainda medidos em unidades monetárias, resultados medidos pelo alcance da ação (redução na mortalidade infantil, redução nos acidentes de trânsito).
QUESTÃO CERTA: Na análise do custo-benefício de um programa, é essencial que os custos e os benefícios desse programa sejam transformados em unidades monetárias.
No entendimento do CESPE, quando os custos e os benefícios podem ser levantados monetariamente, opta-se pela análise de custo-benefício. Quando os benefícios não podem ser estimados monetariamente, opta-se pela análise custo-efetividade.
QUESTÃO ERRADA: A análise custo-efetividade de políticas sociais baseia-se no levantamento de um indicador determinado pela relação entre os valores aplicados e o número de pessoas atendidas, sem levar em consideração os benefícios gerados pelo programa.
CEBRASPE (2020):
QUESTÃO CERTA: A respeito da análise custo-efetividade (ACE) e da análise custo-benefício (ACB), assinale a opção correta: A ACB e a ACE são compatíveis com a avaliação ex ante.
Análise custo-benefício (ACB) e análise custo efetividade (ACE) são metodologias que permitem realizar avaliação EX-ANTE.
ACB é mais adequada para projetos econômicos.
ACE é mais adequada para projetos sociais.
AVALIAÇÃO EX-POST:
É preciso distinguir situação dos projetos que estão em andamento daqueles que já foram concluídos.
Estes projetos são avaliados para que se adote decisões qualitativas (sim ou não) e quantitativas (questão de grau).
Nos projetos em execução: Decisão qualitativa se refere a continuar ou não com projeto, com base nos resultados obtidos até o momento.
Se sim, decisão quantitativa se refere a manter formulação original ou introduzir modificações na programação.
CEBRASPE (2020):
QUESTÃO ERRADA: A análise custo-benefício baseia-se na relação entre os custos relativos e os resultados de uma política pública.
Custo-benefício: relação monetária em que a política é viável se os benefícios forem maiores que os custos.
Custo-efetividade: política será viável quando proporciona maior efetividade, ou seja, quando os resultados proporcionarem maiores impactos na sociedade.
GABARITO: a questão está ERRADA pois traz o conceito de custo-efetividade ao invés de custo-benefício!
Fonte: qconcursos.
1
Universidade de Brasília
Departamento de Economia
Centro de Estudos em Economia, Meio-
Ambiente e Agricultura - CEEMA
MESTRADO EM GESTÃO ECONÔMICA DO MEIO-AMBIENTE
A análise custo-efetividade: sua aplicação como
auxílio para a definição de políticas de
regulamentação do uso de agrotóxicos
Marina Castelo Branco
Brasília – DF
Julho/2008
2
Marina Castelo Branco
A ANÁLISE CUSTO-EFETIVIDADE: SUA APLICAÇÃO COMO
AUXÍLIO PARA A DEFINIÇÃO DE POLÍTICAS DE
REGULAMENTAÇÃO DO USO DE AGROTÓXICOS
Dissertação apresentada ao Departamento de
Economia da Universidade de Brasília como
requisito para obtenção do título de Mestre
em Economia – Gestão Econômica do Meio
Ambiente.
Orientador: Prof. Dr. Jorge M. Nogueira
3
AGRADECIMENTOS
Ao Professor Jorge Madeira Nogueira, do CEEMA/UnB
pela orientação deste trabalho e pelo apoio em todos
os momentos difíceis desta jornada;
Ao ex-Chefe da Embrapa Hortaliças Dr. Ruy Resende
Fontes e ao atual Chefe da Embrapa Hortaliças,
Dr. José Amauri Buso, pelo apoio para a
realização deste Curso;
As pesquisadoras da Embrapa Hortaliças Dra. Geni L.
Villas Bôas, líder do Projeto Desenvolvimento de
um Modelo de Produção Integrada de Tomate
Indústria (PITI) nos estados de Goiás e Minas
Gerais, e a Dra. Alice Maria Quezado Duval pelas
discussões geradas dentro do projeto e que
muito colaboraram para a elaboração desta
dissertação;
Ao Dr. Carlos Alberto Lopes, Chefe de Pesquisa e
Desenvolvimento da Embrapa Hortaliças, ao técnico
do laboratório de Entomologia da Embrapa
Hortaliças Ronaldo Setti de Liz e a Dra. Débora
Maria Rodrigues Cruz do Ministério da Agricultura
Pecuária e Abastecimento pelo auxílio na coleta de
dados.
4
SUMÁRIO
Resumo ................................................................................................................ i
Abstract ................................................................................................................ ii
1. INTRODUÇÃO ............................................................................................... 1
2. A ANÁLISE CUSTO-EFETIVIDADE ............................................................ 4
2.1. Introdução ................................................................................................ 4
2.2. A análise custo-efetividade ....................................................................... 6
2.2.1. Definição e aplicações ..................................................................... 6
2.2.2. Tipos de análise custo-efetividade ................................................. 10
2.2.3. As dificuldades da análise custo-efetividade ................................ 11
2.2.3.1. Os pressupostos assumidos ............................................. 11
2.2.3.2. A definição e obtenção do indicador de efetividade a
ser usado ............................................................................ 12
2.2.3.3. A falta de padronização dos custos e índices ................... 13
2.2.3.4. A incerteza dos custos ....................................................... 13
2.2.3.5. A incerteza dos índices ...................................................... 14
2.2.4. Um método para reduzir algumas das incertezas da análise custo-
-efetividade: a análise de sensibilidade ........................................... 15
2.2.5. As desvantagens da análise custo-efetividade .............................. 16
2.2.6. As limitações da análise custo-efetividade .................................... 17
2.3. Os passos da análise custo-efetividade ................................................. 18
3. O USO DA ÁGUA E AGROTÓXICOS EM LAVOURAS
DE TOMATE INDUSTRIAL ......................................................................... 21
3.1. Introdução ............................................................................................. 21
3.2. O uso da água em lavouras de tomate ................................................. 23
3.3. O uso de agrotóxicos em lavouras de tomate ...................................... 25
3.4. A legislação brasileira de uso de agrotóxicos ....................................... 28
3.4.1. Potenciais impactos dos agrotóxicos na saúde humana ............ 31
3.4.2. Potenciais impactos dos agrotóxicos no ambiente ..................... 33
5
3.5. A legislação brasileira do uso de agrotóxicos na prática ...................... 36
4. APLICAÇÃO DA ANÁLISE CUSTO-EFETIVIDADE: O CASO DO USO
DE AGROTÓXICOS EM LAVOURAS DE TOMATE .................................. 37
4.1. Introdução ............................................................................................ 37
4.2. Metodologia ......................................................................................... 37
4.3. Resultados e Discussão ...................................................................... 44
5. CONCLUSÕES........................................................................................... 52
6. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .......................................................... 56
Anexo 1 ............................................................................................................. 61
Anexo 2 ............................................................................................................. 63
Anexo 3 ............................................................................................................. 66
6
ÍNDICE DE TABELAS
Tabela 2.1. Análise custo-efetividade de diferentes drogas para o tratamento
da leishmaniose visceral .................................................................. 7
Tabela 2.2. Análise custo-efetividade de diferentes políticas para a redução
Da quantidade de nitrogênio depositada no Rio Danúbio ............... 9
Tabela 3.1. Produção de tomate no Brasil. Safras 2005 e 2006 ....................... 22
Tabela 3.2. Grau de toxicidade e grau de impacto ambiental para alguns
agrotóxicos registrados para tomate .............................................. 26
Tabela 3.3. Portaria do Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento
que permitiu a mistura de agrotóxicos em tanque ......................... 29
Tabela 3.4. Resultados de estudos que avaliaram o potencial de toxicidade
de misturas de agrotóxicos para a saúde humana ........................ 33
Tabela 3.5. Resultados de estudos que avaliaram o potencial das misturas
de agrotóxicos de causardanos ao meio ambiente ....................... 34
Tabela 3.6. Instrução Normativa do Ministério da Agricultura, Pecuária e
Abastecimento que proíbe a indicação de misturas de
agrotóxicos em tanque .................................................................. 35
Tabela 4.1. Agrotóxicos empregados por um produtor de tomate industrial
no ano de 2006 ............................................................................. 39
Tabela 4.2. Custo dos agrotóxicos empregados em 50 ha de tomate
industrial ........................................................................................ 40
Tabela 4.3. Consumo de água estimado para a pulverização de 50 ha de
tomate indústria com base em quatro cenários distintos .............. 45
Tabela 4.4. Estimativa da emissão de CO2 por um trator em quatro
cenários distintos quando lavouras de tomate de 50 ha são
pulverizadas com agrotóxicos ....................................................... 45
Tabela 4.5. Custos da aplicação de agrotóxicos para quatro cenários
distintos onde pragas e doenças ocorrem ao mesmo tempo,
quando há mistura de agrotóxicos e pragas e doenças
7
não ocorrem em intervalo de 24 h quando não há mistura de
agrotóxicos .................................................................................... 47
Tabela 4.6. Produtividade de tomate para quatro cenários distintos onde
pragas e doenças ocorrem ao mesmo tempo, quando há
mistura de agrotóxicos e pragas e doenças ocorrem em
intervalos de 24 h quando não há mistura de agrotóxicos ............ 48
Tabela 4.7. Análise custo-efetividade de quatro diferentes cenários de
aplicação de inseticidas. Pragas e doenças ocorrem ao
mesmo tempo quando há mistura de agrotóxicos e pragas e
doenças ocorrem em intervalos de 24 h quando não há
mistura de agrotóxicos .................................................................. 49
Tabela 4.8. Produtividade de tomate/ha para quatro cenários distintos
onde mosca branca e requeima ocorreram ao mesmo tempo,
35 dias após o transplante ............................................................ 50
Tabela 4.7. Análise custo-efetividade de quatro diferentes cenários de
aplicação de inseticidas em 50 ha de tomate industrial.
Pragas e doenças ocorreram ao mesmo tempo 35 dias
após o transplante ......................................................................... 51
8
RESUMO
A análise custo-efetividade compara os custos com os objetivos a serem
alcançados por dois ou mais projetos e seleciona aquele que mais contribui para a
melhoria do bem-estar da população. Nesta dissertação, a análise custo-
efetividade foi empregada para comparar quatro projetos distintos para regular a
aplicação de agrotóxicos em lavouras de tomate industrial: mistura de agrotóxicos
sem nenhuma regulamentação; proibição de misturas de agrotóxicos; permissão
para mistura de agrotóxicos apenas quando os produtos fossem comercializados
pela mesma empresa e proibição de misturas que apresentem potencial risco para
a saúde humana. Esta análise é importante porque a produção de tomate
industrial usa mistura de agrotóxicos para o controle de pragas e doenças sem
que esta prática seja regulamentada. Os resultados da análise custo-efetividade
mostraram que a mistura de agrotóxicos sem nenhuma regulamentação foi o
projeto mais custo-efetivo. Este projeto apresentou o menor custo ambiental, mas
tem o potencial de aumentar os riscos à saúde humana. Projetos que proíbem a
mistura de agrotóxicos quando estas podem causar riscos à saúde humana foi a
segunda melhor opção. No entanto, este resultado apresenta uma série de
incertezas, uma vez que se desconhece o risco a saúde humana de uma série de
misturas empregadas para o controle de pragas e doenças em tomate industrial. A
proibição de misturas e a permissão de misturas somente quando os produtos
eram comercializados pela mesma empresa reduziram o potencial de risco para A
saúde humana, mas aumentaram o peso de externalidades negativas como
demanda de água e emissões de CO2. Em resumo, a análise mostrou que a
mistura de pesticidas era a melhor opção, mas é necessário que se realizem
pesquisas que venham a aumentar o conhecimento sobre o impacto das misturas
na saúde humana e vertebrados e invertebrados. Com estes resultados, as
incertezas aqui encontradas podem ser elucidadas e os resultados da análise
custo-efetividade podem ser aprimorados e a legislação adequada implementada.
Palavras-Chave: Economia do Meio-Ambiente, análise custo-efetividade, tomate
9
ABSTRACT
The cost-effectiveness analysis is an analysis that compares the costs and
outcomes of two or more projects, and selects the one that gives the best result to
improve the well-being of the population. In this dissertation the cost-effectiveness
analysis was carried out to analyse four projects that aim to regulate pesticide
spray in tomato crops: pesticide mixture with no regulation; prohibition of pesticide
mixture; alllowance of pesticide mixture only when the products were
commercialized by the same industry and banning pesticide mixture that carry
potential risk to human health. This analysis is important because tomato
production employs several pesticide mixtures and this practice is not regulated
yet. Although the results showed that pesticide mixture with no regulation was the
most cost-effectiveness project and had the lowest environmental impact, this
option had the potential to cause risks to human health. Regulation that prohibited
pesticide mixture that were able to cause risks to human health was the second
best option. However, the result of this regulation has several uncertainties as it is
unknown the real risk of several pesticide mixtures to human health. The
prohibition of pesticide mixture and the allowance of pesticide mixture only when
they were commercialized by the same industry reduced potencial risks to human
health. However, those alternatives increased negative externalities such as water
usage and CO2 emissions. In summary, this analysis showed that pesticide mixture
was the best option to reduce some environmental negative externalitie. Yet but it
is still necessary a lot of research to determine which pesticide mixtures can carry
risks to human health and vertebrates and invertebrates. With those results the
uncertanties found here can be elucidated, the outcome of the cost-effectiveness
analysis can be improved and the adequate legislation implemented.
Key Words: Environmental Economics, cost-effectiveness analysis, tomato
10
1. INTRODUÇÃO
Em 2005 começou a ser implantado no estado de Goiás o
Programa de Produção Integrada de Tomate Industrial (PITI) que visa
produzir para processamento tomates de boa qualidade, que tenham
rastreabilidade e que não apresentem riscos para a saúde humana.
Este projeto é uma parceria da Embrapa Hortaliças com o Ministério
da Agricultura Pecuária e Abastecimento (MAPA) e indústrias
processadoras de tomate.
A forma de aplicação de agrotóxicos é uma das preocupações da cadeia
produtiva de tomate industrial já que a legislação atual não deixa clara a
possibilidade de emprego de misturas de agrotóxicos no momento da
aplicação destes produtos. No entanto, em passado recente, já houve por
parte do MAPA uma tentativa de regulamentação desta prática, por meio
da Portaria nº 67 de 30 de maio de 1995. Porém, esta Portaria foi revogada
pela Instrução Normativa nº 46 de 24 de julho de 2002 e o emprego de
mistura de agrotóxicos continua sem regulamentação.
A não existência de uma regulamentação para essa questão faz
com que esporadicamente notícias sobre este problema apareçam na
mídia, sendo em seguida esquecido. Um exemplo é a notícia
publicada no dia 18 de março de 2008 no jornal Folha de São Paulo
onde as péssimas condições de trabalho nas lavouras de tomate são
relatadas. Em um trecho da reportagem um auditor do trabalho coloca
que: “os trabalhadores estão usando um verdadeiro coquetel de
inseticidas e fungicidas que podem reagir quimicamente e causar
11
danos sérios à saúde e ao meio ambiente”. A íntegra da reportagem é
apresentada no anexo 1.
A fim de contribuir para essa discussão, esta dissertação
apresenta uma análise sobre o uso de misturas de agrotóxicos em
lavouras de tomate industrial e o impacto desta prática sobre o recurso
água, o efeito estufa e a produtividade da cultura. Para isso, serão
respondidas as seguintes perguntas:
a) as misturas de agrotóxicos podem ser empregadas sem
qualquer regulamentação nas lavouras de tomate industrial?
b) caso deva haver algum tipo de regulamentação, como essas
deveriam ser feitas?
c) que medidas podem ser adotadas para reduzir o impacto
ambiental e social das misturas de agrotóxicos?
Para se obter respostas às perguntas anteriores empregou-se
nesta dissertação o método da análise custo-efetividade. Por meio
desta análise relaciona-se a quantificação dos custos de um projeto,
programa ou política com um indicador comum, que não é expresso
em termos monetários. A divisão dos custos pelo indicador permite
determinar a política mais custo-efetiva.
A dissertação está estruturada em seis capítulos. No Capítulo 2
é discutida a moldura conceitual da análise custo-efetividade. São
apresentadas a definição da análise custo-efetividade, as formas de
seu emprego, as dificuldades para a sua realização, as suas
desvantagens e a metodologia que pode ser empregada para a sua
realização. Para ilustrar os conceitos deste Capítulo trabalhou-se com
os resultados disponíveis na literatura.
12
No Capítulo 3 é discutida a forma de uso de agrotóxicos em
lavouras de tomate industrial, a sua relação com o recurso natural
água e os potenciais impactos destes produtos na saúde humana e no
meio-ambiente. No Capítulo 4 a análise custo-efetividade é realizada
para a determinação da política de aplicação de agrotóxicos mais
custo-efetiva. Para isso foram idealizados quatro cenários:
a) a mistura de agrotóxicos é utilizada e não existe nenhuma
regulamentação;
b) a mistura de agrotóxicos não é permitida nas pulverizações;
c) a mistura de agrotóxicos é realizada seguindo a determinação
da Portaria nº 67 de 30 de maio de 1995 onde os agrotóxicos
poderiam ser misturados, desde de que fossem
comercializados por uma mesma indústria;
d) a mistura de agrotóxicos não é permitida se esta apresentar
potencial de dano a saúde humana.
Para a realização das análises foi levada em consideração o
impacto das diferentes políticas sobre o recurso natural água, sobre a
emissão de CO2, gás causador do efeito estufa e sobre a
produtividade das lavouras.
No Capitulo 5 são apresentadas as conclusões deste estudo e
ressaltada as incertezas da análise custo-efetividade realizada, as
quais devem ser motivos de investigação futura. Finalmente o Capítulo
6 apresenta a bibliografia empregada nesta Dissertação.
13
2. A ANÁLISE CUSTO-EFETIVIDADE
2.1. Introdução
A atividade econômica de um país, executada por meio de
projetos, programas e políticas, pode ser definida por entidades
privadas e/ou governamentais. Estas atividades, além dos custos e
14
benefícios sociais e econômicos que geram também uma série de
custos e benefícios ambientais, que em muitos casos não são levados
em consideração, quando da definição da atividade1. No entanto, nos
últimos anos, a sociedade tem demonstrado preocupações com os
impactos ambientais negativos gerados pelas atividades econômicas e
tem reivindicado que os gestores das políticas implementem medidas
que os reduzam a fim de que sejam maximizados os benefícios das
políticas e projetos.
Os dois principais métodos que auxiliam na tomada de decisão
pelos gestores de políticas e/ou projetos sociais e ambientais são a
Análise Custo-Benefício (ACB) e a Analise Custo-Efetividade (ACE). A
ACB é desenhada para avaliar se os benefícios de projetos,
programas ou políticas são maiores que os seus custos e estes são
comparados em termos monetários. Esta análise pode avaliar as
conseqüências sociais e ambientais dos projetos, já que efeitos
monetários e não monetários, como as externalidades, são incluídas.
A ACB é uma das análises mais empregadas para determinar e
comparar a viabilidade de projetos. O seu principal entrave é a
dificuldade de conseguir atribuir valor a todos os custos e benefícios
levantados para a análise, como por exemplo, atribuição de valor a
impactos ambientais. Se a ACB é realizada, e custos ou benefícios
relevantes não são computados, há o risco de se obterem resultados
inconclusivos ou irrealistas.
Este problema de atribuição de valor a benefícios de difícil
mensuração pode ser eliminado com o emprego da ACE. Esta análise
1 Estes custos e benefícios são denominados externalidades positivas e negativas (Contador,
2000, p.25).
15
é desenhada para comparar os custos de políticas ou projetos com
base no alcance de determinados objetivos (por exemplo, redução de
toneladas de nitrogênio na água), ou seja, ela é empregada para
determinar a política ou projeto que atinge determinado objetivo com
o menor custo ou identificar as políticas ou projetos que maximizam
um benefício com um determinado custo. A sua vantagem é que os
benefícios das alternativas não são determinados, já que se assume
que todos estes são aproximadamente os mesmos, como por exemplo
os benefícios provenientes da eliminação de nitrato da água
(SCHLEINIGER, 1999; PEARCE et al., 1999, n.p; ZANOU, 2004; VAN
DER VEEREN, 2005, p.12; WISE e MUSANGO, 2006, p.13).
A ACE tem a sua fundamentação na teoria neoclássica do bem-estar social.
Esta teoria foi desenvolvida com o propósito de interpretar mudanças nos
preços e quantidades de bens adquiridos no mercado. As suas premissas
básicas são (FREEMAN III, 1993, p. 7; VARIAN, 1994, p.52; PINDYCK
& RUBENFELD, 2002, p.64, 66, 68):
i) os indivíduos têm preferências bem definidas ao se
depararem com uma cesta de bens e esta cesta é composta de
quantidades de bens de mercado e bens de não mercado;
ii) cada indivíduo conhece as suas preferências e é capaz de
escolher uma cesta que sempre o deixará melhor do que na situação
anterior, sendo sempre sujeito a sua restrição orçamentária,
iii) as preferências dos indivíduos possuem o caráter de
substitutibilidade, ou seja, se um elemento da cesta é reduzido, é
possível aumentar a quantidade de outro elemento da cesta, de modo
que o indivíduo não fique em uma situação pior devido a mudança.
16
Esse critério de substitutibilidade entre os bens é fundamental, pois
estabelece o “trade-off” entre pares de bens.
Para a viabilização das análises que assumem as premissas da
Teoria do Bem-Estar Social, é assumido que o mercado é livre e
competitivo e que os indivíduos têm informações completas de modo a
maximizar as suas preferências (FREEMAN III, 1993, p. 7; VARIAN,
1994, p.52; PINDYCK e RUBENFELD, 2002, p.64, 66, 68). Contudo,
BOBROW e DREZEK (1987, p.32) citado por PEREIRA (1999, p.8)
apontaram que os princípios da Teoria do Bem-Estar geram
questionamentos, já que muitos indivíduos agem motivados por
comportamentos não econômicos e que muitas vezes há aspectos
políticos que envolvem a ação dos gestores. No entanto, PEREIRA
(1999, p.8) aponta que tais dúvidas, embora relevantes, não chegam
a comprometer as análises feitas com base na Teoria do Bem-Estar.
Assim sendo, os princípios básicos dessa Teoria são aplicados
quando se realiza a ACE, a qual será discutida a seguir.
2.2. A análise custo-efetividade
2.2.1. Definição e aplicações
A ACE é comumente utilizada na área de saúde e na área de gestão
ambiental. Esta análise é uma combinação da quantificação de custos de
projetos, programas ou políticas, relacionados a um indicador comum, que
pode ser um bem, serviço ou outro indicador qualquer, que não pode ser
expresso em termos de renda. A ACE implica em uma escolha entre
diversas alternativas e, para que uma alternativa seja escolhida, há a
necessidade de que todas as alternativas (incluindo a alternativa utilizada
no momento, quando for o caso) sejam corretamente identificadas a fim de
17
que possam ser corretamente avaliadas (LEVIN e McEWAN, 2001, p.6; ;
SILVA, 2003; WISE e MUSANGO, 2006, p.13).
Na área de saúde, a ACE normalmente avalia o custo de um procedimento
ou programa e usa como indicador o efeito desejado na saúde. Pode-se por
exemplo relacionar o custo de diferentes políticas de prevenção de uma
doença e o número de mortes evitadas por cada uma dessas políticas
(SECOLI et al., 2005). Na área de gestão ambiental, pode ser comparada
por exemplo, o custo de diferentes tecnologias para a redução de um
determinado dano ambiental (BOOTH et al.; 1997, p.154).
A divisão do resultado dos custos pelo indicador escolhido produz índices
de custo-efetividade que podem ser ordenados. Os resultados da ordenação
podem ser empregados para ajudar em decisões econômicas. Então, a
primeira vantagem do emprego da ACE é que esta, ao auxiliar na definição
das políticas que podem ser implementadas, permite um uso mais eficiente
dos recursos públicos ou privados, muitas vezes escassos. Esta maior
eficiência que se observa na ACE não ocorre quando se empregam análises
de custos ou efeitos separadamente, ou em alguns casos mais graves,
quando nem os custos nem a efetividade são consideradas, como no caso
da Noruega onde foram sugeridas regulações para a melhoria das regiões
costeiras, mas nem os custos, nem a efetividade destas medidas foram
avaliadas. Essas decisões implicam que o projeto ou política escolhida
pode não ser aquela que resultará em um uso mais eficiente dos recursos
(MAGNUSSEN, 2005). A segunda e importante vantagem da ACE é que
ela permite aos gestores assegurar aos financiadores do projeto e/ou
política um “valor para o dinheiro” ou seja, é possível mostrar o que deverá
ser alcançado com o recurso empregado (PEARCE et al., 1999, n.p;
ROBBERSTAD et al., 2004),
18
VANLERBERGHE et al. (2007) demostraram essas duas
vantagens da ACE quando avaliaram diferentes drogas para o
tratamento da leishmaniose visceral, doença transmitida por mosquito.
Neste caso, que é apresentado na TABELA 2.1, se um gestor tivesse
que decidir sobre qual droga empregar para o tratamento da doença, e
levasse em consideração para a sua decisão apenas os custos,
escolheria a droga miltefosina. Por outro lado, se ele levasse em
consideração o número de mortes evitadas com o uso de uma droga,
ele escolheria a Amfoterinica B deoxicholate. A combinação custos da
droga/mortes evitadas indica que, neste caso, o tratamento mais
apropriado seria a droga miltefosina, já que esta apresenta o menor
índice custo-efetividade. A escolha da alternativa mais custo-efetiva
pelo gestor da política poderia levar a liberação de recursos que
poderiam ser investidos em outras alternativas que auxiliariam o
controle da doença. Entre as alternativas estariam políticas de
eliminação de cães doentes, principal reservatório doméstico da
doença e o uso de inseticidas em residências para controle do vetor
(LEVIN e McEWAN, 2001, p.11; OLIVEIRA e ARAÚJO, 2003).
TABELA 2.1. Análise custo-efetividade de diferentes drogas para o
tratamento da leishmaniose visceral.
Tratamento Custo
(U$) Efetividade
(mortes
evitadas por
1.000 casos
Custo-
efetividade
(U$/mortes
evitadas)
19
suspeitos)
Antimônios 120,1 332 362,2
Miltefosina 111,1 339 327,9
mfoterinica B
deoxicholate 159,7 349 457,0
AmBisome® 537,5 331 1621,8
Fonte: VANLERBERGHE et al. (2007)
Ao realizar-se uma ACE para uma decisão de política a ser implantada, ou
avaliação de uma política já implantada, é importante ter em mente que os
resultados da análise são influenciados pelos custos específicos de cada
região ou país e também pelas condições ambientais e sociais que
prevalecem em cada local. Isto significa que os resultados de um país ou
região não podem ser automaticamente transferidos de um local para o
outro (LAHIRI et al., 2005; VAN DER VEEREN, 2005, p.22). Essa
diferença de custos entre regiões, e seu provável impacto na decisão dos
gestores foi demonstrada por SCHÖNBÄCK et al. (2006). Os autores
avaliaram diferentes políticas para a redução da quantidade de nitrogênio
depositada no Rio Danúbio na Áustria, Hungria e Romênia (TABELA 2.2).
Eles observaram que na Áustria, os custos mais elevados para a
implementação de cada uma das políticas, levaram geralmente a índices
custo-efetividade maiores. Observaram ainda que a política mais efetiva
para a Áustria e a Hungria era aquela que aplicava técnicas capital-
intensivas, já que os custos da mão-de-obra eram elevados nestes dois
países. O reverso se observava na Romênia, ou seja, os custos da mão-de-
obra eram menores. Isso levava a que políticas que utilizassem mais
intensivamente o fator mão-de-obra eram mais custo-efetivas na Romênia.
ROBBERSTAD et al. (2004) e GREGORIO et al. (2007) também
apontaram a importância de não se poder extrapolar os resultados da ACE
20
ao apontarem diferenças nos custos do tratamento de um episódio de
diarréia infantil entre países em desenvolvimento e entre países
desenvolvidos e países em desenvolvimento respectivamente. GREGORIO
et al. (2007) apontou que na Índia, Indonésia e EUA, o custo do
tratamento, tomando por base os valores de 2003, era de respectivamente
U$16,41; U$2,27 e U$391,00. O autor apontou que, neste caso, as
diferenças na renda per capita estavam entre as responsáveis pela diferença
de custos entre os diferentes locais.
2.2.2. Tipos de análise custo-efetividade
A ACE pode ser realizada ex ante ou ex post. No primeiro caso,
as estimativas de efetividade e custos são comparados, a fim de que
seja apontado o melhor projeto ou política. No segundo caso, os
custos passados e os resultados alcançados são comparados para
avaliar o custo-efetividade da política. A ACE é considerada uma das
melhores análises para a determinação da efetividade em custo de
políticas programas ou projetos (PEARCE et al., 1999, n.p).
Um aspecto que merece ser chamado a atenção na ACE é que
ela é particularmente útil quando apenas um índice é considerado e
este pode ser descrito de maneira inequívoca, como o caso em que se
quer determinar quanto da emissão de fosfato será reduzida em uma
lagoa pela implementação de uma política ou qual será o número de
mortes evitadas por tecnologias que visam reduzir a incidência de
silicose em trabalhadores (LAHIRI, et al., 2005; van der VEEREN,
2005, p.21). Este tipo de análise foi denominado por SCHLEINIGER
(1999) de “análise custo-efetividade tradicional”.
21
Ocorre porém que, em alguns casos, outros fatores ambientais
e sociais importantes, que podem ter impacto significativo na eficiência
da política, são ignorados. O resultado disso é que a interação entre
os diferentes problemas ambientais, que não foram considerados,
podem vir a afetar o custo-efetividade dessas políticas. Desse modo,
deve-se estar atento para essas interações (SCHLEINIGER 1999;
BRINK et al., 2005). Quando essas interações são levadas em
consideração, a análise foi denominada por SCHLEINIGER (1999) de
“análise custo-efetividade compreensiva”.
Alguns exemplos de interações que podem afetar os resultados
de uma ACE e, conseqüentemente, os resultados de uma política, são
encontrados na literatura. BRINK et al. (2005) mostraram que a
redução de emissão de amônia na agricultura européia, quando a
emissão de gases que causam o efeito estufa não era considerada,
tinha um custo menor do que quando a emissão desses últimos gases
era considerada e os seus índices deveriam permanecer nos
patamares em que se encontravam antes da implementação das
políticas. Perante essas duas opções e considerando o problema do
aquecimento global, os autores recomendaram que seria necessário a
escolha da tecnologia de menor custo e que praticamente não
contribuísse para o aumento dos problemas relacionados ao efeito
estufa.
Um outro exemplo de ACE compreensiva é o trabalho de van der
VEEREN (2005, p. 21). O autor apontou que para a redução da
eutroficação nos rios, os elementos nitrogênio e fósforo não poderiam
ser considerados separadamente, já que ambos contribuíam para o
fenômeno. Para atingir o objetivo proposto na ACE (a redução da
22
eutroficação nos rios) deveriam ser considerados os custos das
políticas que reduzissem a emissão dos dois elementos
simultaneamente.
2.2.3. As dificuldades da análise custo-efetividade
Ainda que a primeira vista a ACE possa parecer uma análise
relativamente fácil, existem diversas dificuldades para a sua
implementação, sendo as principais: os pressupostos assumidos, a
definição e obtenção dos indicadores, a falta de padronização dos
custos e índices, a incerteza dos custos e índices. Cada uma dessas
dificuldades serão discutidas a seguir.
23
TABELA 2.2 Análise custo-efetividade de diferentes políticas para a redução da quantidade de
nitrogênio depositada no Rio Danúbio.
Políti
ca1
Áustria Hungria Romênia
Custo
(euro/a)
Efetivid
ade
(redução
emissão
de
nitrogên
io – t/a)
Custo/
efetivida
de
Custo
(euro)
Efetivid
ade
(redução
emissão
de
nitrogên
io – t/a)
Custo/
efetividade
Custo
(euro)
Efetividade
(redução
emissão de
nitrogênio –
t/a)
Custo/
efetivida
de
1 30.118.0
00
222 136 5.892.00
0
69 85 6.616.000 291 23
2
291.569.
000
764 382 217.681.
000
174 1,253 364.686.00
0
1.524 239
3 -
56.950.0
00
757 -75 -78.018 1.038 -75 35.522.000 4.411 8
4 99.543.0
00
1.201 83 35.030.0
00
606 58 -
31.635.000
3635 -9
Fonte: SCHÖNBÄCK et al. (2006).
1/ Política 1= aplicação precisa de fertilizantes (uso de análise química do solo, estudo do balanço de nutrientes, banimento de aplicações no inverno); Política 2= redução de
emissões de nitrogênio de esterco por melhor manejo e armazenamento; Política 3= aumento da capacidade produtiva das plantas por meio da aplicação de tecnologias
capital- intensiva (irrigação e adubação de acordo com demanda da planta, proteção de planta); Política 4= redução das emissões diretas de nitrogênio para a hidrosfera:
cultivo mínimo, semeio sobre “mulch”; cobertura de plantas e consorciação).
24
2.2.3.1. Os pressupostos assumidos
A primeira dificuldade da ACE é que os pressupostos
assumidos na análise devem se confirmar na prática para que os
resultados alcançados com a análise se viabilizem na prática.
ROBBERSTAD et al. (2004) avaliaram a política de distribuição de
zinco para o combate a diarréia infantil na Tanzânia. Os autores
assumiram que a distribuição do composto apresentava retornos
constantes de escala, ou seja, o envio de pequenas ou grandes
quantidades do produto para as comunidades beneficiadas
apresentava o mesmo custo, o que poderia não se confirmar na
prática.
O impacto do pressuposto da escala do projeto no resultado
final da ACE foi explicitado também por STEVENS et al. (2005), em
Malawi, África. A preços de 1999, em 1999 foram distribuídos 72.196
mosqueteiros para a prevenção da malária e o índice custo-efetividade
da política foi de 5,04. Já em 2003, quando foram distribuídos 720.577
mosquiteiros, o índice custo-efetividade foi de 192, o que indicava que
a política apresentava retorno crescente à escala. Com isso, os
autores recomendaram que para alguns projetos, é fundamental que
seja levado em consideração nas análises tipo de retorno a escala do
mesmo. Isto porque esta definição poderá influir não só nos
resultados da análise, como poderá também influir na escolha da
política a ser adotada.
2.2.3.2. A definição e obtenção do indicador de efetividade a ser
usado
25
A segunda dificuldade para a realização da ACE é a definição e
a obtenção do indicador de efetividade a ser usado. Em muitos casos,
esta dificuldade ocorre porque:
a) não existem informações sobre os indicadores (SCHÖNBÄCK
et al., 2006);
b) os indicadores não estão facilmente disponíveis
(MAGNUSSEN et al., 2005;
c) os indicadores apresentam dificuldades de serem obtidos
devido a problemas técnicos (WISE e MUSANGO, 2006,
p.25);
d) os indicadores empregados são subjetivos (MAGNUSSEN et
al., 2005).
No que se refere à dificuldade de obtenção de índices devido a
problemas técnicos, CHRISTOFFERS et al. (2003) mostraram que
projetos que visavam avaliar a melhoria das condições de saúde de
populações infantis e que objetivavam usar índices de redução de
casos de diarréia apresentavam dificuldades de serem consolidados.
Isto porque era difícil coletar informações relacionadas à duração do
período das diarréias, número de episódios de diarréia por ano,
fatalidade dos casos, já que a população era grande e diversos casos
poderiam não ser notificados .
No que se refere à subjetividade dos índices, MAGNUSSEN et
al. (2005) apontaram que projetos noruegueses de conservação
ambiental objetivavam conseguir um “bom status ecológico” das áreas
costeiras. No entanto, o autor ressaltou que era difícil construir este
índice já que havia uma grande dificuldade para se definir o que era
um “bom status ecológico” das áreas costeiras.
26
2.2.3.3. A falta de padronização dos custos e índices
A terceira dificuldade da ACE está relacionada à falta de
padronização dos custos e índices para a avaliação dos seus
resultados. Isto dificulta não só a comparação dos resultados, mas
também a escolha de uma política para uma região ou país. Por
exemplo, MAGNUSSEN (2005) observou que na Noruega, um dos
países que mais tem empregado a ACE para a definição de suas
políticas de controle da qualidade da água, diferentes índices e/ou
custos eram empregados para a realização das análises. Como
exemplo cita: a) os estudos sobre a lixiviação de fósforo onde alguns
autores utilizavam o índice fósforo total e outros utilizavam o índice
fósforo biodisponível; b) o cálculo dos custos onde algumas análises
empregavam o custo financeiro e outras empregavam o custo social,
sendo que para a determinação destes, diferentes pressupostos eram
assumidos. Isto tornava praticamente impossível a comparação dos
estudos. Para solucionar o problema o autor apontou a necessidade
de uniformização dos índices a serem empregados nas análises.
Um outro exemplo de falta de padronização dos índices foi
demonstrado por ROBBERSTAD et al. (2004) que avaliaram o custo-
efetividade de políticas de fornecimento do zinco para a redução da
mortalidade infantil por diarréia em países em desenvolvimento. Os
autores observaram que na literatura os índices que mostravam a taxa
de mortalidade infantil eram bastante variáveis e esta variação ocorria
porque alguns trabalhos usavam o índice de mortalidade coletado em
hospitais, onde provavelmente estavam os casos mais graves e outros
estudos usavam índices obtidos em comunidades, onde
27
provavelmente estavam os casos menos graves. Essa falta de
padronização na coleta de dados não permitia comparação entre os
diferentes estudos.
2.2.3.4. A incerteza dos custos
A quarta dificuldade da ACE está relacionada à incerteza dos custos.
Em muitos casos estas dificuldades ocorrem porque alguns custos, difíceis de
serem obtidos, não são considerados.
Esta incerteza foi apontada por WISE e MUSANGO (2006, p.23, 25)
que avaliaram diferentes políticas de conservação e melhoria de qualidade da
água na África do Sul. Neste caso, os autores consideraram os custos de
transação2 para a implementação das tecnologias como “zero” devido a não
existência destes dados para a região africana avaliada. Todavia, ressalvaram
que estes custos poderiam ter um impacto significativo quando a política
selecionada fosse implementada.
2.2.3.5. A incerteza dos índices
A quinta dificuldade da ACE está relacionada à incerteza dos índices.
Em muitos casos estas dificuldades ocorrem porque:
a) alguns índices combinam vários fatores;
b) alguns índices são complexos para serem determinados.
No caso da incerteza dos índices que combinam vários fatores, essa
dificuldade foi demonstrada por CALLAGHAN e O´HARE (2006, p.17). Os
autores mostraram que uma política que objetivasse usar como índice a
2 São os custos referentes por exemplo a procura de um produto no mercado por um consumidor
ou fornecedores por uma empresa, custos de um contrato, custos de supervisão de um fornecedor
(Duarte et al., s.d.)
28
redução de fósforo no ambiente da agricultura orgânica teria que considerar o
tipo de agricultura a ser avaliada (pasto, cultivo hortícola), a quantidade de
fertilizante orgânico empregada em cada atividade agrícola e a
disponibilidade de fósforo no solo, dados que nem sempre estavam
disponíveis para todas as áreas.
No caso da incerteza devido à complexidade dos índices, LARSON et
al. (1999) avaliaram o impacto da redução de poluentes sobre a saúde humana
na Rússia, onde foram apenas considerados os indicadores de emissão e
exposição ambiental. Os autores ressaltaram que a análise apresentava
diversas incertezas. Estas se deviam à metodologia utilizada para avaliar o
risco dos poluentes, às condições meteorológicas da localidade da análise, que
poderia afetar a concentração ou dispersão de poluentes, à variabilidade da
população, à mobilidade humana no ambiente (tempo de exposição em
ambiente fechado e em ambiente aberto), e às condições de trabalho.
Um outro exemplo da incerteza devido à complexidade dos índices foi
fornecido por van der VEEREN (2005, p.22) que indicou ser difícil medir o
impacto de zinco sobre a biodiversidade da macrofauna e peixes,
principalmente devido a diferenças entre os ecossistemas. Neste caso, o índice
que se poderia obter seriam estimativas que descreveriam os efeitos em termos
apenas gerais.
Quando se tenta trabalhar na determinação de índices complexos, estes
podem demandar uma quantidade significativa de recursos e/ou pessoal.
MACMILLAN et al. (1998) desenvolveram um sistema para aplicar a ACE na
análise de programas de restauração de florestas na Escócia. Para a elaboração
dos índices, os autores consultaram dez pesquisadores envolvidos no assunto,
em um trabalho que envolveu diferentes etapas de avaliação, até que se
chegasse a um índice para a análise.
29
2.2.4. Um método para reduzir algumas das incertezas da análise custo-
efetividade: a análise de sensibilidade
Ainda que existam incertezas quanto aos custos e índices
utilizados, a realização da análise de sensibilidade pode contribuir
para reduzi-las. Por meio desta análise, diversas ACEs são realizadas
com variações nos custos e nos índices, onde podem ser
empregados, por exemplo, os menores e os maiores limites
identificados. ROBBERSTAD et al. (2004) estudando o impacto de
substâncias para reduzir a mortalidade de crianças por diarréia,
usaram na análise de sensibilidade valores de expectativa de vida ao
nascer que refletiam a menor e a mais elevada expectativa
determinada no mundo e variaram também a taxa de desconto. Nessa
análise, a variação do primeiro fator foi irrelevante, mas a variação do
segundo não.
Um outro exemplo de análise de sensibilidade foi a realizada por
VAN LERBERCHE et al. (2007) para avaliar a droga mais custo-
efetiva para o tratamento da leishmaniose visceral que foi apresentada
na TABELA 2.1. Quando os autores variaram o custo das drogas
dentro do valor máximo e mínimo encontrado na literatura, a redução
do custo da droga miltifosina de U$140 para U$100 e o custo da droga
antimônio foi mantido no seu valor mais baixo, que era de U$28, o
tratamento com a primeira droga foi mais custo-efetivo. Isto porque o
30
tratamento hospitalar necessário quando esta era usada era bastante
inferior ao custo do tratamento quando se usava o antimônio (os
custos eram de respectivamente U$40 e U$143).
Nos casos em que a análise de sensibilidade apontar diferenças
nas priorizações das opções, essa incerteza deve ser apontada
claramente e os fatores que podem fazer com que os objetivos
possam não sejam atingidos devem ser realçados. Neste caso, o
gestor poderá tomar a decisão com base nas informações disponíveis
no momento ou incentivar a realização de pesquisas que possam
contribuir para a tomada de decisão no futuro (LAHIRI, et al.; 2005;van
der VEEREN, 2005, p.35).
2.2.5. As desvantagens da análise custo-efetividade
Ainda que a ACE possa apresentar várias vantagens como já foi
descrito anteriormente, algumas desvantagens estão associadas a
esta análise, sendo as mais importantes (SILVA, 2003):
a) os índices de efetividade empregados nas análises somente
podem ser comparados entre alternativas com objetivos
similares ou seja, podem ser comparadas políticas que objetivem
reduzir as emissões de gases de efeito estufa ou reduzir um
índice de doenças;
b) os índices de efetividade indicam que uma alternativa é
relativamente mais custo-efetiva do que as outras alternativas
avaliadas. Porém, não é possível dizer se os benefícios totais da
alternativa escolhida excedem os seus custos, o que só pode ser
compreendido com uma análise custo benefício.
31
Como exemplo dessas desvantagens da análise custo-efetividade,
em um projeto onde se usa como índice a redução da diarréia infantil,
pode-se comparar os custos de diferentes projetos para o
fornecimento de água potável e saneamento básico, mas benefícios
não diretamente relacionados às condições de saúde como por
exemplo, tempo economizado para a coleta de água potável em
pontos de distribuição coletivos, privacidade, não podem ser
compreendidos por esta análise. Ocorre porém, que esses benefícios
podem ter impacto fundamental na escolha dos projetos
(CHRISTOFFERS et al., 2006).
2.2.6. As limitações da análise custo-efetividade
A ACE permite indicar onde a alocação de recursos será mais
efetiva. No entanto, a aplicação dos seus resultados, isso é, a
implementação da política por ela definida como a mais efetiva, é uma
decisão política, relacionada a implementação das medidas. Essa
decisão é considerada política pois a implementação das medidas
pode afetar outros agentes que não são considerados na análise.
Estes são os chamados “efeitos indiretos”.
O impacto desses efeitos indiretos está relacionado a dimensão
da análise. Análises realizadas em escala reduzida podem ter efeitos
indiretos negligenciáveis. Porém, se a escala da análise ou a escala
das medidas aumenta, esses efeitos indiretos podem ser significativos
e serão considerados no momento da decisão (van der VEEREN,
2005, p.16, 35). TURPIN et al. (2005) em seu trabalho revelaram a
importância destes efeitos indiretos quando estudaram a política de
projetos voluntários para agricultores franceses reduzirem as
32
emissões de nitrogênio nos rios daquele país. A implementação de
uma política que fosse considerada mais custo-efetiva, mas que
implicasse em aumento de custos do produtor, como por exemplo, a
necessidade de aquisição de máquinas, poderia levar os agricultores a
repassarem estes custos para o consumidor, ou poderia levar os
agentes reguladores a compensarem os produtores. Este
procedimento poderia implicar em aumento dos custos dos produtos
agrícolas, em aumento de taxas ou em redução dos recursos
disponíveis para outros projetos.
ROBERSTAD et al.(2004) também apontaram a importância da
decisão política ao constatarem que o uso de zinco era o tratamento
mais custo-efetivo para evitar a mortalidade infantil por diarréia na
Tanzânia. O custo do tratamento era de U$0,25 por criança. Se esse
custo fosse arcado pela população, o tratamento não teria impacto
sobre o orçamento da saúde do governo. Todavia, a pobreza da
população local certamente limitaria o acesso ao tratamento. A
decisão governamental de arcar com o custo do fornecimento do zinco
poderia levar a uma redução nos gastos de outros programas de
saúde, como a tuberculose, problema também importante no país, ou
limitar o número de pacientes infantis que poderiam ser atendidos pelo
programa governamental.
Como resultado dos exemplos anteriores vê-se que em alguns
casos, o público e os políticos podem não aceitar apenas os
resultados das análises custo-efetividade para a implementação das
políticas. Por isso, após a realização da ACE, para a escolha das
políticas devem também ser levados em consideração os impactos
sócio-econômicos, a disponibilidade financeira, o impacto dos projetos
33
na distribuição da renda, a legislação vigente e a receptividade das
medidas, ou seja, a escolha da política deve ser considerada em três
dimensões: custo, efetividade e aceitabilidade da política (ZANOU,
2004; MAGNUSSEN, 2005; TURPIN et al.; 2005).
2.3. Os passos da análise custo-efetividade
Para a realização da ACE é importante seguir alguns passos,
os quais são descritos a seguir, tendo como base os trabalhos de
BOOTH et al. (1997) e LEVIN e McEWAN (2001). Desta maneira, para
a realização de uma ACE é necessário:
a) identificar o problema a fim de este seja bem compreendido;
b) definir as alternativas a serem comparadas;
c) definir o público que vai ter acesso a ACE. Esse público pode
ser o público primário, que envolve os tomadores de decisão
e a clientela, ou pode ser o público secundário, que envolve
as pessoas que se beneficiarão das análises;
d) identificar os custos que serão empregados na análise e
atribuir valores a esses custos, tendo-se o cuidado de evitar a
dupla contagem. Para a identificação dos custos podem ser
utilizados os preços de mercado3 coletados de estudos
realizados sobre o assunto ou de revendedores de produtos.
Quando este custo não está disponível pode ser empregado
um preço estimado ou o preço sombra4.;
e) organizar uma tabela com os diferentes custos a fim de obter
o custo total. Os custos envolvem custo de capital direto
3 Preço de mercado: para um mercado perfeitamente competitivo, o preço de mercado representa o preço social de bens e
serviços. Mas com informações imperfeitas, custo de transporte e outros fatores, o preço de mercado que é geralmente
empregado representa a ´média de um bem ou serviço (CONTADOR, 2000, p.7)
4 Preço sombra: o preço de um bem ou serviço que não tem um valor de mercado (Lewin & MacEvan, 2001, p.60).
34
(materiais, equipamentos5, mão-de-obra, disposição de
resíduos), custos de capital indireto (conservação de
construções, impostos, taxas), custos de operação
(eletricidade, combustível, manutenção de equipamentos) e
custo das externalidades negativas que, no caso de
tecnologias, podem ser estimadas por diversos métodos,
entre eles o custo de oportunidade6,7. ZANOU (2004) indicou
que os custos devem ser expressos em preços de um mesmo
ano;
f) definição da taxa de desconto que envolve trazer o valor dos
custos que acontecem em diferentes momentos do tempo
para obter o valor presente destes. A taxa de desconto deve
refletir o custo de oportunidade do dinheiro. No caso
americano existem regulações que indicam a taxa de
desconto a ser usada em projetos governamentais, como por
exemplo a Agência de Proteção Ambiental (EPA) que
recomenda uma taxa de desconto de 5% para projetos por ela
gerenciado. Como não existe um consenso sobre a taxa de
desconto a ser aplicada, os valores utilizados podem variar
entre 5% e 10% (BOOTH et al. 1997, p.171);
g) definir as medidas de efetividade que devem refletir o máximo
possível o objetivo das alternativas. Como exemplo destas,
ZANOU (2005) citou: número de pessoas beneficiadas pela
5 No caso de equipamentos, no cálculo do custo deve ser incluído também a depreciação deste. Para esse cálculo deve ser
determinada a vida útil do equipamento, dividida pelo total de anos deste. Neste caso, como existe o custo de oportunidade
do dinheiro aplicado deve ser aplicada uma taxa de juro (Lewin & MacEvan, 2001, p.64-69).
6 Custo de oportunidade: significa a oportunidade perdida, ou algo que se deixou de fazer. Por exemplo: para substituir o
clorofluocarbono, empresas que produziam o produto podem ter investido o capital que seria empregado para o
desenvolvimento de um novo produto, na pesquisa do substituto. Isto leva a uma perda para a sociedade, que é o novo
produto que seria desenvolvido, que foi sacrificado para o desenvolvimento do substituto (World Bank Institute, 2002, p.12).
7 Outros métodos que podem ser empregados são: valoração contingente, custo de restauração
35
redução da poluição, número de pessoas que podem ser
abastecidas por água quando há uma redução no volume de
seu uso. Na definição dos índices de efetividade é importante
que o objetivo a ser alcançado seja bem definido, pois
variações nos índices podem afetar a efetividade da política.
No caso da redução da poluição de elementos químicos em
rios, quanto maior o índice de redução de poluição que se
deseja alcançar, maiores podem ser os requisitos para a
aplicação das medidas em termos de quantidades e de
escala;
h) determinar do índice custo-efetividade;
i) avaliar os índices e determinar o mais custo-efetivo;
j) realizar a análise de sensibilidade que visa estimar a
estabilidade da conclusão do trabalho através da variação de
algumas premissas. Pode-se por exemplo variar os resultados
os custos em diferentes situações, o que permitirá identificar
as variáveis que tem o maior impacto no custo da solução
ótima, quando eles são modificados ou quando informações
mais específicas acerca destas variáveis são conhecidas.
Pode-se ainda variar a taxa de desconto ou os parâmetros
empregados na análise quando não se tem certeza do valor;
A ACE, nos moldes aqui descritos, será aplicada na análise das
diferentes formas de aplicação de agrotóxicos em lavouras de tomate
industrial, usando-se como indicadora produção da cultura. Antes da
realização da análise será feita a identificação do problema a ser
avaliado no Capítulo seguinte.
37
3. O USO DE ÁGUA E AGROTÓXICOS EM LAVOURAS
DE TOMATE INDUSTRIAL
3.1. Introdução
O tomate (Solanum lycopersicum) é a segunda hortaliça mais
produzida no mundo8. Em 2006 foram produzidos 125 milhões de
toneladas do fruto. A China é o maior produtor mundial e o Brasil ocupa a
nona posição. O estado de Goiás é o maior produtor de tomate industrial do
Brasil e São Paulo, o maior produtor de tomate de mesa (TABELA 3.1).
Segundo informações da Secretaria de Agricultura do Estado de Goiás, em
2007 foram cultivados no estado 14.000 ha em 1.315 propriedades, com
um aumento significativo em relação aos dois anos anteriores (TABELA
3.1).
Observações de campo indicaram que a produtividade da cultura é
variável entre os produtores, pois ela depende da tecnologia empregada, da
ocorrência de praga e doenças, das condições de solo e do clima. O plantio
de tomate indústria em Goiás se inicia em fevereiro e termina em junho.
Culturas plantadas entre fevereiro e março podem apresentar menor
produtividade e podem demandar um maior número de aplicações de
agrotóxicos, pois as chuvas que ocorrem neste período tornam o ambiente
favorável à ocorrência de doenças.
O tomate produzido para a indústria se destina à fabricação de polpa,
extratos, molhos, “catchup”. Para processar a produção goiana, existem no
estado nove indústrias, sendo que a maior delas é a Unilever (SOUZA,
2006; ASCOM/SEAGRO, 2007; IBGE,s.d.).
8 A hortaliça mais produzida no mundo é a batata.
38
Em 2005, com o objetivo de organizar a cadeia produtiva de tomate
a fim de se obter uma produção final com maior qualidade, maior valor
agregado e rastreabilidade, começou a ser implementado o sistema de
produção integrada de produção de tomate industrial (PITI) que é um
projeto em parceria da EMBRAPA, com o Ministério da Agricultura,
Secretaria de Agricultura de Goiás e indústrias processadoras de tomate.
Quando o projeto estiver finalizado, espera-se obter uma produção que use
racionalmente os diversos insumos e cause pouco impacto no ambiente
(VILLAS BÔAS et al., 2007, p.351)
TABELA 3.1. Produção de tomate no Brasil. Safras 2005 e 2006.
Estad
os
Área (ha) Produção (t) Rendimento
(kg/ha)
2005 2006 2005 2006 2005 2006
GO 10.792 9.910 776.430 761.160 71.945 76.807
SP 11.830 11.340 717.530 672.330 60.653 59.288
MG 9.082 8.003 617.544 534.153 67.996 66.744
RJ 2.850 2.829 209.131 212.591 73.379 75.147
BA 5.170 4.783 199.036 193.806 42.584 40.480
PR 3.532 3.438 185.299 184.611 52.463 53.697
PE 4.224 4.164 179.874 168.559 42.584 40.480
ES 1.959 1.982 123.961 132.127 63.278 66.663
SC 2.308 2.289 123.239 108.858 53.396 47.557
RS 2.528 2.369 91.001 99.693 35.997 42.082
TOTAL 59.286 56.505 3.396.767 3.254.885 57.295 57.603
Fonte: IBGE, s.d.
39
As lavouras de tomate industrial são bastante tecnificadas e usam
intensivamente água e insumos agrícolas como adubos químicos e
agrotóxicos. Nos últimos anos a colheita mecânica vem se intensificando e
em 2007, 95% da produção foram colhidas com máquinas que pertenciam
à cooperativa de produtores ou eram alugadas de empresas do estado.
Segundo cálculos preliminares dos produtores, o custo de produção de 1 ha
da lavoura ficou em torno de R$9.000,00, se produzido sob pivô central, e
R$11.000,00, se produzido com o sistema de irrigação por gotejamento.
Observações de campo durante as discussões para a implementação
do projeto de Produção Integrada de Tomate Industrial (PITI) indicaram
que os maiores componentes de custos das lavouras de tomate industrial
em 2007 foram agrotóxicos e fertilizantes. Para adquirir esses insumos com
um menor custo, normalmente as indústrias processadoras fazem um
levantamento dos preços junto aos fornecedores antes do início da safra e
adquirem grandes quantidades dos agrotóxicos que apresentam menor
custo e estes custos menores de aquisição são os pagos pelos produtores.
Os dados sobre os custos desses agrotóxicos e fertilizantes não são
disponibilizados nem pelas indústrias nem pelos produtores, devido às
estratégias de negociação utilizadas por esses agentes. No entanto,
informalmente os produtores indicaram que as reduções nos custos dos
agrotóxicos podem chegar a 30% em relação ao preço de mercado.
3.2. O uso da água em lavouras de tomate
A agricultura é a atividade econômica que mais demanda água; no
Brasil, 61% da água captada nos rios é empregada na irrigação e desta
captação, 50% é efetivamente usada pelas plantas. O restante retorna à
bacia como água superficial ou de escoamento. Com a irrigação, que
40
garante a produção na entressafra e propicia a garantia da produção, há um
aumento de até 2,4 vezes na produtividade de uma área. Para viabilizar os
sistemas de irrigação são necessários elevados investimentos iniciais e é
exigido uma tecnologia avançada para a produção. Porém, se esta
tecnologia não for bem empregada pode causar sérios impactos ambientais,
entre os quais afetar a disponibilidade de recursos hídricos de uma região.
No caso específico do tomate, 94% do peso do fruto é água, o que indica
que as lavouras de tomate são altamente exigentes em água (FILGUEIRA,
1982; ITABORAHY et al., 2004, p. 8, 10, 12, 15; FAGNELLO, 2007).
Esta exigência de água das lavouras de tomate foi demonstrada por
DIRJA et al.(2003). Os autores constataram que para produzir 1 kg de
tomate com irrigação por gotejamento em um ambiente protegido foi
necessário um volume que variou de 54 a 61 litros de água. Por outro
lado, o consumo de água na lavoura de tomate industrial varia de acordo
com o estágio da cultura e a época do ano. Períodos mais quentes e secos
exigem maiores aplicações devido a maior demanda atmosférica. A falta
de água reduz o crescimento da planta e a produção (DALSASSO et al.,
1997).
Para suprir a demanda de água das lavouras de tomate industrial, o
sistema de pivô central é o mais comumente empregado. Este sistema
apresenta uma elevada demanda de energia e água. As irrigações podem
variar de 10 a 30 mm, ou seja um volume de 10.000 a 30.000 litros de
água/ha. O sistema de pivô central favorece a ocorrência de doenças e o
aumento de frutos podres, o que pode reduzir significativamente a
produtividade (SILVA et al, 2001).
41
Devido à escassez cada vez maior da água, a sociedade tem se preocupado com a
necessidade de preservação deste recurso natural9. Como forma de racionalizar o seu uso, a
Lei 9.433 de 08 de janeiro de 1997 definiu a necessidade da outorga para o uso da água,
sendo que a outorga é considerada o processo fundamental da política de gestão de recursos
hídricos. A outorga é fornecida pela União, ou pelos estados e Distrito Federal, dependendo
de quem detém o domínio da região, e, por meio dela, o poder público permite o uso dos
recursos hídricos por um prazo determinado (SANTOS, 2000, p.31; ITABORAHY et al.,
2004, p. 18, 19). Por sua vez, a Lei 9.433 também definiu a cobrança da água como um dos
instrumentos de gestão dos recursos hídricos; a Lei 9.984 de 17 de junho de 2000, criou a
Agência Nacional de Água (ANA) e deu a esta Agência, a competência para,
conjuntamente com os Comitês de Bacia Hidrográfica, cobrarem pelo uso dos recursos
hídricos da União (CAMPOS, 2004, p.21). No estado de Goiás, os produtores pagam
anualmente uma taxa para terem o direito de retirarem a água dos rios para irrigação. No
entanto, não existe ainda cobrança de taxas pelo volume consumido, que deverá ser
realizada em breve. Esta cobrança já existe para o uso da água da Bacia do Rio Paraíba do
Sul. Para o ano de 2007, foi fixado para captação o valor de R$0,01/m3 (CEIVAP,s.d.).
A cobrança da água emprega, no caso dos que a utilizam para irrigação, o princípio
do usuário-pagador, pois este usuário afeta a disponibilidade de água de outros usuários da
bacia hidrográfica, gerando com isso um custo social. Com essa cobrança visa-se
internalizar uma externalidade negativa. Deve-se ressaltar, no entanto, que a cobrança pelo
uso da água não é vista pelos gestores como uma penalidade para os produtores, mas sim
como uma forma de educar os consumidores e racionalizar o seu uso (GOMES e
TESTESLAF, 2003; FAGANELLO, 2007, p.60).
Contudo, esta não é a visão dos produtores, como demonstrado no trabalho de
FAGANELLO (2007, p. 55), onde a maioria dos pequenos produtores de hortaliças da
região de Piracicaba conhecia a lei de cobrança da água, mas não concordava com ela. A
autora aponta que há uma maior necessidade de discussão com os produtores da região
sobre a importância da lei. Este parece ser também o caso dos produtores de tomate
indústria de Goiás, já que esta discordância também é observada.
9 Reportagem publicada no Estado de São Paulo em 21.10.2007, página B6 sob o título “expansão agrícola no país será
espetacular” onde são comentadas as projeções da OCDE para a agricultura brasileira aponta que “ o impacto dos
pesticidas e do uso agrícola da água sobre os recursos são outras preocupações geradas pelo sistema produtivo no Brasil”
42
Em Goiás, alguns produtores levando em consideração as
necessidades de redução da demanda de água e energia do sistema de pivô
central e também os problemas de ocorrência de doenças e frutos podres
que reduzem a produtividade e consequentemente, os lucros auferidos na
produção, passaram a usar o sistema de irrigação por gotejamento. No
entanto, o custo inicial elevado e a exigência de mão-de-obra qualificada
são fatores que impedem ainda a ampla difusão desse sistema
(MAROUELLI e SILVA; 2002; GOMES e TESTESLAF, 2003;
MAROUELLI et al., 2003).
3.3. O uso de agrotóxicos em lavouras de tomate
Além da água, outro insumo utilizado intensivamente nas lavouras de tomate são os
agrotóxicos. Estes produtos são empregados para o controle de pragas (insetos), doenças
(fungos e bactérias) e plantas daninhas. As pulverizações de agrotóxicos geralmente são
realizadas uma vez por semana, com mistura de diferentes produtos. Em alguns casos,
dependendo da época do ano e da intensidade da praga ou doença, as pulverizações podem
ser realizadas até três vezes por semana, e mesmo assim os produtores não conseguem
controlar o problema (LEITE et al., 1999; CASTELO BRANCO et al., 2001).
Os agrotóxicos empregados nas lavouras de tomate industrial variam em grau de
toxicidade humana e ambiental (TABELA 3.2.). Ocorre porém que para a escolha do
agrotóxico a ser empregado na lavouras, normalmente estes critérios não são levados em
consideração. O principal determinante para a escolha de um inseticida, fungicida ou
herbicida é o preço do produto no mercado. Tal fato pode ser constatado na medida em que
os produtores variam os produtos empregados nas lavouras de ano para ano.
TABELA 3.2. Grau de toxicidade e grau de impacto ambiental para alguns agrotóxicos
registrados para tomate.
Classe Ingrediente ativo Toxicidade Toxicidade
43
humana1ambiental2
Fungicida Bravonil I II
Cercobin 700 WP IV II
Herbicida Fusilade 125 II II
Inseticida Abamectin I III
Atabron I II
Cartap
III II
Fonte: Agrofit – Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento.
Toxicidade Humana: I= Extremamente tóxico; II=Altamente tóxico ; III= Medianamente tóxico;
IV= Pouco tóxico
Toxicidade Ambiental: I= Altamente perigoso; II= Muito perigoso; III= Perigoso; IV= Pouco perigoso
Os problemas de mais difícil controle em tomate industrial, e que mais
preocupações causam aos produtores, são a mosca-branca (Bemisia argentifolii) e a murcha
bacteriana causada por Ralstonia solonacearum (Villas Bôas et al., 2007, p. 359). A mosca-
branca é um inseto sugador polífago que se alimenta e se multiplica em várias espécies de
plantas, incluindo as daninhas. O tomate está entre as suas culturas preferidas. O inseto, ao
sugar a planta, injeta uma toxina na planta que torna os frutos isoporizados e imprestáveis
para processamento. Se a mosca-branca estiver contaminada, ele pode ainda transmitir uma
virose. Quanto mais cedo ocorrer a contaminação das plantas pelo vírus, maior é a redução
na produtividade, já que o nível de dano econômico10 desta praga é extremamente baixo
(VILLAS BÔAS et al., 2007, p.351). Por seu impacto na produção, os produtores
monitoram constantemente as suas lavouras, e ao verificarem a presença da mosca-branca,
entram imediatamente com aplicações para reduzir a disseminação de viroses. CUBILLO et
al. (1999) indicaram que 0,3 adulto de mosca-branca por planta é capaz de disseminar
rapidamente a virose; ASIÁTICO
e ZOEBISCH (1992), citado por HAJI et al. (2005) avaliaram que as infestações do inseto
podem causar perdas que variam de 40 a 100% no rendimento.
A murcha bacteriana, outra preocupação dos produtores, é uma doença que é
favorecida pelo excesso de água na irrigação e pela acumulação de água no solo. No início
da doença, as plantas se apresentam amareladas e em seguida passam a ser observadas
necroses nas folhas, que levam a morte das plantas. A movimentação de tratores e
10 Nível de dano econômico: nível em que medidas de controle devem ser adotadas a fim de evitar
perdas econômicas na lavoura.
44
trabalhadores na área de cultivo serve como fonte de disseminação da doença. O controle
químico desta doença não é efetivo e medidas de controle que visem tornar o ambiente
menos favorável para a doença são as mais recomendadas (TANS-KERSTEN, 2001;
MAROUELLI, 2004).
A requeima, doença causada por Phytophtora infestans, é considerada também
importante pelos produtores (VILLAS BÔAS et al., 2007, p. 359), mas causa a eles uma
menor preocupação. Isto porque a avaliação corrente é que existem produtos eficientes para
o seu controle. A doença ataca toda a parte aérea da planta e, em condições de umidade
elevada e temperaturas de cerca de 20ºC, a falta de controle pode comprometer todo o
campo de produção em poucos dias. Devido ao potencial de dano da doença, os fungicidas
são usados de maneira preventiva ou curativa e tem um grande impacto no custo de
produção (TÖFOLI et al.; 2003; LOPES et al, 2005, p.25; REIS et al., 2006). Atualmente
está disponível no mercado um aparelho denominado Colpam® que monitora as condições
ambientais e sugere o momento em que a aplicação de fungicida deve ser realizada
(INCUBADORA EMPRESARIAL CECI LEITE COSTA, s.d.). Produtores que utilizam
este sistema normalmente aplicam o produto no dia em que é feita a recomendação de
aplicação, a fim de evitarem as perdas na lavoura.
A pulverização dos agrotóxicos nas lavouras demanda o emprego de quantidades
consideráveis de água. No geral, as pulverizações são feitas com trator e cada uma delas
utiliza volumes que variam de 300 a 600 litros de água/ha, sendo que as variações
observadas são determinadas pelo estágio da cultura. Em função do volume de água
empregado nas pulverizações, pode-se estimar que cada pulverização nos 14.000 ha de
tomate produzidos em 2007 no estado de Goiás empregaram de 4.200 a 8.400 m3 de água.
Considerando um consumo médio de água de 282 litros/pessoa/dia (SERPRO, 2004), isto
significa que cada pulverização de tomate na área produtiva de Goiás retirou a
possibilidade de consumo deste recurso por 14.893 a 29.287 pessoas.
As inferências anteriores sobre o uso de água para a pulverização de agrotóxicos em
lavouras de tomate industrial sugere que esta prática gera significativos impactos sobre este
recurso natural e medidas que visem reduzir o seu consumo são importantes sob qualquer
perspectiva social, econômica ou ambiental. Deve-se ressaltar também que, se parte da
água escorrer da área de pulverização para os rios e águas subterrâneas ou for levada para
45
estes pela água das chuvas, existe a possibilidade de contaminação destes recursos, como já
foi observado em Paty de Alferes, em áreas de produção de tomate de mesa (VEIGA et al.,
2006). Esta contaminação da água por agrotóxicos representa um custo social, o qual ainda
é considerado irrelevante pela sociedade brasileira.
Considerando a estimativa da quantidade de água empregada para a aplicação de
agrotóxicos em lavouras de tomate industrial e a necessidade de racionalização de uso deste
recurso, uma legislação eficiente de regulamentação das aplicações destes produtos pode
contribuir para que ocorra uma redução da demanda de água.
3.4. A legislação brasileira do uso de agrotóxicos
Os agrotóxicos empregados nas lavouras de tomate industrial devem estar
registrados no Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento. Hoje existem 321
produtos disponíveis para uso nestas lavouras (MINISTÉRIO DA AGRICULTURA,
PECUÁRIA E ABASTECIMENTO, s.d.). Ao longo do tempo, diversas legislações visando
regulamentar o uso de agrotóxicos foram editadas no país. Aqui comentaremos as mais
relevantes para este estudo.
Em 1995, o Ministério da Agricultura, seguindo o observado em outros
países e levando em consideração a prática de mistura de agrotóxicos pelos
produtores, editou a Portaria nº 67 que permitia a mistura de agrotóxicos
comercializados por uma mesma empresa ou por empresas diferentes,
desde que houvesse anuência expressa das empresas detentoras dos
respectivos registros. Por esta legislação deveria ainda constar no rótulo
dos produtos comercializados, no item limitações de uso, os casos de
antagonismo, ou seja, os casos onde a mistura não era permitida (TABELA
3.3). Para a edição dessa Portaria foram considerados aspectos econômicos
e ambientais.
TABELA 3.3. Portaria do Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento que
permitiu a mistura de agrotóxicos em tanque.
46
MINISTÉRIO DA AGRICULTURA, DO ABASTECIMENTO E DA REFORMA
AGRÁRIA.
SECRETARIA DE DEFESA AGROPECUÁRIA
PORTARIA Nº 67, DE 30 DE MAIO DE 1995.
O Secretário de Defesa Agropecuária, no uso das atribuições que lhe confere
o art. 78, item VII do Regimento Interno desta Secretaria, aprovado pela
Portaria Ministerial n° 212, de 21 de agosto de 1992, e:
Considerando que a prática de mistura de agrotóxicos ou afins em tanque
constitui técnica agronômica utilizada mundialmente com êxito.
Considerando que a utilização dessa mistura propicia redução nos custos da
produção, aumenta o espectro de controle de pragas, reduz a contaminação
ambiental e o tempo de exposição do trabalhador rural ao agrotóxico;
Considerando que a matéria foi amplamente recomendada no âmbito da
Câmara Setorial de Produtos Fitossanitários, a qual é constituída por
representantes de setores governamental e não governamental, e;
Considerando ainda que a prática de mistura em tanque previne o uso
indiscriminado de agrotóxicos, propiciando a prescrição em receituário
agronômico, resolve:
Art.1º A mistura em tanque de agrotóxicos ou afins registrados no Ministério
da Agricultura, do Abastecimento e da Reforma Agrária, será permitida desde
que observadas as disposições desta Portaria.
Parágrafo Único. Entende-se por mistura em tanque a prática de associar,
imediatamente antes da aplicação, agrotóxicos ou afins necessários ao controle
de alvos biológicos que ocorrem simultaneamente, para os quais não se
obtenha eficácia desejada com um único produto.
Art. 2° As culturas, materiais ou locais, cuja mistura em tanque seja indicada,
deverão estar incluídos nos registros dos produtos agrotóxicos ou afins a serem
misturados.
Parágrafo Único. Quando a mistura de agrotóxicos ou afins em tanque,
controlar outros alvos biológicos não alcançados pelos produtos
individualmente, poderão ser incluídas recomendações técnicas referentes ao
controle desses alvos biológicos nos respectivos registros, desde que
comprovadas através de resultados de ensaios de eficácia agronômica.
Art.3° Os agrotóxicos ou afins recomendados para mistura em tanque,
deverão ser indicados por suas marcas comerciais, incluindo os tipos de
formulações e suas concentrações.
Parágrafo Único. A mistura em tanque envolvendo produtos de empresa
diversos, somente será autorizada mediante anuência expressa das empresas
detentoras dos respectivos registros.
Art 4° Os agrotóxicos ou afins recomendados para a mistura em tanque, não
deverão apresentar características de incompatibilidade fisico-química nessa
modalidade de aplicação.
Parágrafo 1° Para os produtos a serem utilizados em mistura em tanque e
indicados por marcas comerciais, a empresa registrante deverá apresentar ao
órgão registrante laudos técnicos de laboratórios oficiais ou credenciados, que
comprovem a ausência desta incompatibilidade.
Parágrafo 2° A empresa registrante da mistura deverá informar, nas limitações
de uso, os casos de antagonismo.
Art. 5° As recomendações técnicas de misturas de agrotóxicos ou afins em
47
tanque deverão obedecer às instruções de uso aprovadas nos registros dos
respectivos produtos, quanto às doses registradas, aspectos de saúde pública e
de meio ambiente.
Parágrafo Único. Para misturas em tanque, a empresa registrante poderá
recomendar doses inferiores às registradas, desde que comprovadas através
de resultados de ensaios de eficácia agronômica.
Art. 6° Não será permitida a mistura em tanque de agrotóxicos ou afins que
possuam contra-indicação especifica para esta modalidade de aplicação,
contida no rótulo ou bula.
Art 7º Deverá constar no rótulo e bula de agrotóxicos e afins a recomendação
técnica especifica para a mistura em tanque pretendida, indicando as marcas
comerciais, incluindo os tipos de formulações e suas concentrações, dos
produtos a.serem misturados, instruções de uso, observando que as
precauções de uso a serem adotadas devem referir-se ao produto de maior
risco toxicológico e ambiental.
Parágrafo Único. Para efeito de orientação médica nos casos de acidentes,
deverá constar no rótulo e na bula que em casos de suspeita de intoxicação,
deve ser procurada assistência médica, levando os rótulos ou as bulas dos
respectivos produtos.
Art. 8° Para efeito de Prescrição de mistura em tanque na receita agronômica,
deverão ser observadas sempre as indicações técnicas relacionadas ao
produto com maior intervalo de segurança, precauções de uso e equipamentos
de proteção individual, referentes ao produto de maior risco toxicológico.
Art. 9º Para agrotóxicos ou afins utilizados em mistura em tanque é permitida
a apresentação comercial dos produtos em embalagens conjugadas, inclusive
embalagens retomáveis, nas formas adequadas a cada caso.
Art. 10 A empresa registrante interessada em recomendar a mistura em
tanque deverá requer inclusão das recomendações técnicas de acordo com a
Portaria n° 45/SNAD de 10/12/90 e Portaria nº 84/SDA de 09/05/94.
Art. 11 Esta Portaria entra em vigor 90 dias a partir da data de sua publicação.
ÊNIO ANTONIO MARQUES PEREIRA
No entanto, o Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento não é o único
responsável pelo registro de agrotóxicos. Para que um produto e a sua forma de uso, por
exemplo em mistura, seja liberada no mercado, a ANVISA e o IBAMA tem que se
manifestar também sobre aspectos de impacto dos produtos na saúde humana e no
ambiente.
3.4.1. Potenciais impactos dos agrotóxicos na saúde humana
Os estudos para o registro de agrotóxicos que avaliam o potencial de riscos a saúde
humana normalmente avaliam os riscos de intoxicação aguda e crônica individual dos
produtos, os quais levam a determinação da toxicidade expressa na TABELA 3.2.
48
Ocorre porém que a mistura de tanque11 de alguns agrotóxicos é comum no “mundo
real”. Esta pode gerar impactos na saúde humana que não são avaliados quando os
produtos são registrados individualmente. Por isso, se fazem necessárias informações sobre
o impacto destas combinações a fim de se poderem realizar avaliações de risco e
recomendações efetivas. As misturas de agrotóxicos podem apresentar aditividade de
efeitos, onde cada produto mantém o seu efeito anterior, ou potenciação da atividade de
algum produto quando a mistura é realizada. Alguns poucos exemplos do impacto de
misturas na saúde humana são encontrados na literatura.
A mistura de formulações comerciais do inseticida piretróide permetrina com um
inseticida fosforado aumentou a toxicidade do primeiro quando testes foram realizados com
ratos. Este é também o caso da mistura do inseticida fosforado malation com outros
fosforados, onde o efeito do malation foi aumentado. Essas misturas representariam, então,
potencialmente, um risco maior para a saúde humana, principalmente nos países em
desenvolvimento, onde esses produtos são amplamente utilizados.
Porém, além de uma avaliação dos riscos das misturas dos pesticidas, há a
necessidade de avaliar também a interação destas misturas com a desnutrição, alcoolismo,
tabagismo e doenças parasitárias, tipo e qualidade dos equipamentos de proteção usados
pelos trabalhadores, problemas esses freqüentes nos países em desenvolvimento (YANES
et al., 1992; ORTIZ et al. 1995; MOSER et al., 2006; HUANG, s.d ).
No México foi observado que trabalhadores que executavam serviços relacionados a
produção de flores e que trabalhavam com misturas de agrotóxicos apresentavam alterações
no DNA. Foi constatado que trabalhadores com essas alterações usavam equipamentos de
proteção individual inadequados (CASTILLO-CADENA et al., 2006). Alterações de DNA
em trabalhadores produtores de flores também foi observada na Itália em trabalhadores que
realizavam misturas de tanque de agrotóxicos e não usavam equipamentos de proteção
apropriados, ainda que não tenha havido diferença estatística devido a pequena amostra
empregada. No entanto, as alterações pareciam estar mais relacionadas ao uso de fungicidas
do grupo dos benzimidazóis (benomil e carbedazim), o que parecia confirmar o potencial
de alteração do DNA destes produtos. Nesta avaliação não foram encontradas relações
11 Mistura de tanque: mistura de agrotóxicos no pulverizador no momento da aplicação (Decreto
4074, artigo 1º. Inciso XXV).
49
entre os danos no DNA e o hábito de fumar, idade ou sexo. No entanto, foi indicada a
necessidade de realização de pesquisas com amostras maiores, para que fossem
confirmadas as observações (BOLOGNESE, 2004).
Os estudos sobre a toxicidade das misturas e as condições em que os problemas de
uso destas pode ocorrer, poderão fornecer um quadro mais realista da toxicidade destas
misturas para os aplicadores e para a população em geral. Vale ressaltar que os trabalhos
onde se busca avaliar o problema, referem-se principalmente a mistura de inseticidas
piretróides e fosforados, produtos lançados principalmente entre as décadas de 50 e 80 do
século passado, que como já referido são os principais produtos usados nos países em
desenvolvimento. Não foram encontrados trabalhos sobre o impacto de misturas de
agrotóxicos mais novos lançados no mercado a partir da década de 90. Existem também
poucas informações sobre os riscos de intoxicação quando é feita a mistura de inseticidas
com fungicidas, prática usual dos produtores.
Além dos riscos de intoxicação, as misturas de agrotóxicos tem também o
potencial de induzir o aparecimento de doenças (TABELA 3.4). Os poucos resultados aqui
relatados demonstram que o assunto ainda é cercado de incertezas; incertezas sobre o
impacto das misturas na saúde humana e incertezas também sobre se o controle de fatores
que favorecem os riscos, como por exemplo, uso de equipamento individual de proteção
adequado, seriam suficientes para reduzir os riscos das misturas de tanque de agrotóxicos.
(COLBORN, 2006).
TABELA 3.4. Resultados de estudos que avaliaram o potencial de toxicidade de misturas
de agrotóxicos para a saúde humana.
Produtos
em mistura Classe Efeito Organismo
estudado Fonte
Paraquat +
Triazole
herbicida +
fungicida Misturas tem impacto sobre sistema
nervoso central ratos REEVES et al.
(2003)
Paraquat +
Maneb herbicida +
fungicida Mistura induziu o surgimento de Mal de
Parkinson ratos THIRUCHELVA
N et al. (2000)
Clorpirifós +
carbaril
Inseticida +
inseticida
Impacto da mistura sobre a temperatura do
corpo ou inibição da enzima colinesterase
foi dependente da dose da mistura
empregada. Foi observado efeito
antagônico entre os dois produtos. No
entanto, os resultados foram considerados
inconclusivos
ratos
GORDON et al.
(2006).
50
Vários
herbicidas +
fungicidas
+
inseticidas
Revisão de trabalhos sobre agrotóxicos e
Mal de Parkinson indicou que parece haver
uma associação entre exposição a
agrotóxicos e a doença, mas existem
incertezas, já que os dados não permitiram
indicar se havia relação de causa-efeito e
quais os pesticidas que causariam os
problemas
Humanos
BROWN et al.
(2006)
3.4.2. Potenciais impactos dos agrotóxicos no ambiente
As misturas de agrotóxicos quando lançadas no ambiente podem causar impacto
sobre este. HAYES et al. (2006) demonstraram que os herbicidas atrazina e nicusulfuron, o
inseticida piretróide ciflutrina e os fungicidas metalaxil e propiconizol individualmente, a
exceção do metalaxyl, não causavam mortalidade de girinos. Porém, quando estes foram
tratados com misturas dos agrotóxicos, todos morreram após o primeiro dia de exposição.
Os autores demonstraram ainda que os produtos, individualmente, à exceção do
propiconizol e atrazina, não afetavam a metamorfose. Contudo, a mistura de todos esses
produtos em baixas dosagens (1 ppb), similar ao que ocorre no ambiente, fazia com que o
início da metamorfose fosse retardado. Após essas observações os autores apresentaram
incertezas quanto ao real impacto das misturas sobre o desenvolvimento dos sapos. Isto
porque nas misturas, os produtos que não apresentavam efeito isolado, poderiam não
contribuir para o efeito observado na mistura ou, alternativamente, poderiam contribuir
para aumentar o efeito dos produtos que afetavam os girinos. Como resultado, os autores
não puderam indicar que tipo de mistura de agrotóxicos poderia ou não ser realizado.
Outros exemplos de estudos desses potencial dano ambiental das misturas de agrotóxicos
são demonstrados na TABELA 3.5.
Por fim, vale aqui ressaltar que muitas das misturas tóxicas que ocorrem no
ambiente podem não ser causadas por resíduos de produtos provenientes de uma só
propriedade, mas de várias propriedades, a chamada poluição difusa onde é difícil localizar
a sua origem. Isso torna mais difícil controlar realisticamente quais, quando e como as
interações de agrotóxicos tem potencial de causar impacto ambiental irão ocorrer.
51
TABELA 3.5. Resultados de estudos que avaliaram o potencial das misturas de
agrotóxicos de causar danos ao meio ambiente.
Produtos em
mistura Classe Efeito Organismo
estudado Fonte
Fonte herbicida +
inseticida Aditividade da toxicidade dos
produtos em mistura afetando
desenvolvimento de organismo
Dunaliella
tertiolecta
(fitoplanctôn)
DE LORENZO e
SERRANO (2003)
Atrazina +
clorotalonil
herbicida +
fungicida
Potenciação da toxicidade dos
produtos em mistura afetando
desenvolvimento de organismo
Dunaliella
tertiolecta
(fitoplanctôn)
DE LORENZO e
SERRANO (2003)
Irgarol
+
clorot
alonil
herbicida +
fungicida
Potenciação da toxicidade dos
produtos em mistura afetando
desenvolvimento de organismo
Dunaliella
tertiolecta
(fitoplanctôn)
DE LORENZO e
SERRANO (2006)
Azinfós-
metil+
endosulfan+
clorotalonil
Inseticida +
inseticida +
fungicida
Não foi observado sinais de
aditividade ou potenciação de
agrotóxicos quando a mistura foi
testada
Oryzias
latipes
(peixe)
THEATHER et al.
(2005)
Mesmo diante das incertezas apresentadas anteriormente, mas em função do
potencial de dano à saúde humana e ao meio-ambiente da mistura de tanque de agrotóxicos,
o Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento editou em 24 de julho de2002, a
Instrução Normativa nº 46. Esta Instrução determinou as empresas titulares do registro de
agrotóxicos que estas retirassem da bula dos produtos às indicações de mistura de
agrotóxicos (TABELA 3.6). Este procedimento significou, ainda que não explicitamente,
que as misturas de agrotóxicos não poderiam ser realizadas, já que informações sobre estas
recomendações não existiam oficialmente.
52
TABELA 3.6. Instrução Normativa do Ministério da Agricultura, Pecuária e
Abastecimento que determina a retirada das indicações de mistura de
agrotóxicos em tanque dos rótulos e bulas dos produtos.
INSTRUÇÃO NORMATIVA Nº 46, DE 24 DE JULHO DE 2002
O SECRETÁRIO DE DEFESA AGROPECUÁRIA, DO MINISTÉRIO DA
AGRICULTURA, PECUÁRIA E ABASTECIMENTO, no uso pela Portaria
Ministerial nº 574, de 8 de dezembro de 1998, tendo em vista o disposto
na Lei nº 7.802, de 11 de julho de 1989, e o art. 22, do Decreto nº
4.074, de 4 de janeiro de 2002,
considerando que as recomendações técnicas de misturas em tanque
de agrotóxicos deverão ser avaliadas nos aspectos de agricultura, de
saúde pública e de meio ambiente, e o que consta do Processo nº
21000.004372/2002-55, resolve:
Art. 1º Determinar às empresas titulares de registros de agrotóxicos a
retirada das indicações de misturas em tanque dos rótulos e bulas de
seus agrotóxicos, no prazo de 30 (trinta) dias, a contar da publicação
desta Instrução Normativa.
Art. 2º Esta Instrução Normativa entra em vigor na data de sua
publicação.
Art. 3º Fica revogada a Portaria SDA nº 67, de 30 de maio de 1995.
Ainda que existam os riscos potenciais das misturas à saúde humana e ao meio-
ambiente, a legislação adotada no Brasil é diferente, por exemplo, da legislação dos EUA.
53
Neste país, o uso de equipamentos de proteção individual é adequado e bem difundido, é
permitido o uso de misturas de agrotóxicos e as misturas que podem ser realizadas vêm
explicitadas nos rótulos. Em alguns casos, há uma recomendação dos produtos comerciais
que podem ser misturados (caso do inseticida Ambush –anexo 2), e em outros, há uma
recomendação geral, sem especificar o nome do produto comercial (caso do Dimilin –
anexo 3).
LYDY et al. (2004) apontaram que, ainda que a legislação americana não se oponha
a mistura de agrotóxicos, existe uma grande incerteza sobre o impacto destas no ambiente.
Porém, seria inviável e anti-econômico avaliar todas os cenários ambientais em que essas
misturas de agrotóxicos poderiam ocorrer. O autor sugere então que sejam realizados testes
com as misturas prioritárias e seja verificada a possibilidade de extrapolação dos dados. Por
outro lado, quando problemas com as misturas no meio-ambiente forem detectados, os
autores sugerem que, no momento do re-registro dos produtos sejam feitas alterações nas
formulações, doses ou recomendações, a fim de que os problemas das misturas possam ser
minimizados.
3.5. A legislação brasileira do uso de agrotóxicos na prática
Ainda que a legislação não permita, nem proíba, a mistura de
agrotóxicos, observações de campo indicam que os produtores as realizam,
chegando a misturar até quatro produtos diferentes, como será demonstrado no
próximo Capítulo. Esta prática, usada por todos os produtores agrícolas, tem
como objetivo principal a redução dos custos privados. A falta de informações
sobre a compatibilidade dos produtos, disponível até o início desta década,
pode representar um risco de aumento de custo privado, já que em algum
momento os produtores podem misturar produtos incompatíveis (Anônimo,
2000).
No entanto, a não regulamentação das misturas de agrotóxicos pode
também representar custos sociais que não foram até aqui apontados como por
exemplo o aumento na demanda de água e o aumento da emissão de CO2, gás
54
causador do efeito estufa, que já é tido como um dos problemas importantes
da atividade agrícola devido ao intenso uso de máquinas que empregam óleo
diesel (JOHNSON et al., 2007). A fim de ressaltar estes aspectos ainda não
mensurados quando da discussão da legislação que regulamenta a aplicação de
agrotóxicos no Brasil, será realizada uma análise custo-efetividade onde os
fatores custo de agrotóxicos e custo da sua aplicação, uso de água, emissão de
CO2 e produtividade serão levados em consideração.
55
4. APLICAÇÃO DA ANÁLISE CUSTO-EFETIVIDADE: O CASO
DO USO DE
AGROTÓXICOS EM LAVOURAS DE TOMATE
4.1. Introdução
Como descrito anteriormente, existe uma legislação que
regulamenta a aplicação de agrotóxicos nas lavouras. Esta legislação
exclui a possibilidade de constarem dos rótulos dos produtos as
indicações de possíveis misturas de agrotóxicos, significando que
teoricamente os produtores não podem realizá-las sem que existam
indicações para isto. Mas, na prática, essas misturas são realizadas.
O objetivo deste Capítulo é avaliar o custo-efetividade de quatro
políticas de recomendação de aplicação de agrotóxicos: o atual
sistema de pulverização adotado pelos produtores, onde misturas são
realizadas, a não realização de misturas, o sistema recomendado pela
Portaria nº 67 de 30 de maio de 1995 e que foi apresentada no
Capítulo anterior e a permissão de misturas apenas onde estas não
causassem riscos para a saúde humana. Nesta análise serão
considerados os custos privados da pulverização e alguns custos
ambientais (uso da água e emissão de CO2).
4.2. Metodologia
Para a realização da análise custo-efetividade foi empregado o
esquema de pulverização de agrotóxicos adotado por um produtor de
tomate industrial em 2006 que cultivou uma área de 50 ha sob pivô
central (TABELA 4.1). As informações aqui apresentadas foram
anotadas em um caderno de campo do Projeto de Produção Integrada
56
de Tomate Industrial (PITI). Na TABELA 4.1 são apresentados os dias
em que cada agrotóxico foi aplicado, o tipo de produto empregado
(inseticida, fungicida ou herbicida), a empresa que comercializava o
agrotóxico, o volume de água empregado em cada pulverização e o
alvo que foi controlado. Vale observar que nesta TABELA, os alvos
controlados foram os mais diversos, assim como as misturas de
agrotóxicos empregadas também o foram.
TABELA 4.1. Agrotóxicos empregados por um produtor de tomate
industrial anotados em caderno de campo. 2006.
Dias após
transplante
Alvo a ser
controlado
Tipo de produto Produtos
comerciais
aplicados
Empresa Registrante
18 Mosca branca Inseticida
Inseticida Tamaron
Actara Bayer
Syngenta
21 Ervas daninhas Herbicida
Herbicida Sencor
Fusilade Bayer S.A
Syngenta
28 Tripes
Requeima Inseticida
Fungicida Tamaron
Recop Bayer S.A
Atar do Brasil
30 Ervas daninhas Herbicida,
Herbicida Sencor
Fusilade Bayer S.A
Syngenta
35 Mosca branca
Requeima Inseticida
Fungicida
Fungicida
Karate
Forum
Polyram
Syngenta
Basf
Basf
46 Lagartas Fungicida
Fungicida Pirinex
Funginil Basf
Milênia
56 Vaquinha
Ácaro
Requeima
Inseticida
Fungicida
Fungicida
Cefanol
Frowncide
Funginil
Sipcam Isagro Brasil S.A.
Ishihara Brasil Defensivos Agrícolas
Milênia
63 Vaquinha
Requeima Inseticida
Fungicida Karate
Frowncide Bayer
Ishihara Brasil Defensivos Agrícolas
70 Minadora
Mofo branco Inseticida
Inseticida
Fungicida
Fungicida
Tamaron
Orthene
Sialex
Frowncide
Bayer
Arysta LifeScience do Brasil
Sumitomo Chemical do Brasil
Ishihara Brasil
79 Minadora
Alternaria
Mofo branco
Inseticida
Inseticida
Fungicida
Karate
Funginil
Frowncide
Bayer
Milênia
Ishihara Brasil Defensivos Agrícolas
84 Não
especificado Inseticida
Fungicida
Fungicida
Thiobel
Kocide
Sialex
Arysta LifeScience do Brasil
Du Pont do Brasil
Sumitomo Chemical do Brasil
91 Mosca branca
Doença não
especificada
Inseticida
Fungicida
Fungicida
Fungicida/bactericida
Tamaron
Manzate
Frowcide
Kocide
Bayer
Du Pont do Brasil
Ishihara Brasil Defensivos
Agrícolas Du Pont do Brasil
99 Não
especificado Inseticida
Fungicida
Fungicida/ bactericida
Thiobel
Funginil
Kocide
Arysta LifeScience do Brasil
Milênia
Du Pont do Brasil
57
106 Broca
Mofo branco Inseticida
Fungicida
Fungicida
Karate
Captan
Sialex
Syngenta
Milenia
Sumitomo Chemical do Brasil
114 Broca
Alternaria Inseticida
Fungicida
Fungicida
Orthene
Kocide
Polyran
Arysta LifeScience do Brasil
Du Pont do Brasil
Basf
121 Traça do
tomateiro/Broca
Doença não
especificada
Inseticida
Inseticida
Fungicida
Tamaron
Karate
Captan
Bayer S.A
Syngenta
Milênia
135 Não
especificado Inseticida
Fungicida
Fungicida
Fungicida/ bactericida
Orthene
Poliran
Amistar
Kocide
Arysta LifeScience do Brasil
Basf
Du Pont do Brasil
Syngenta
141 Mosca branca
Traça do
tomateiro
Podridão frutos
Inseticida
Fungicida
Fungicida/ bactericida
Fungicida
Actara
Amistar
Kocide
Captan
Syngenta
Syngenta
Du Pont do Brasil
Milenia
Houve misturas de inseticidas com fungicidas mas os herbicidas
somente foram misturados entre eles.
Para a determinação dos custos dos agrotóxicos empregados
nos diferentes dias de pulverização foram utilizados os preços de
comercialização dos produtos no Distrito Federal em outubro de 2007
(TABELA 4.2). Foi determinado o custo total dos agrotóxicos
empregados por hectare e o custo total representado pelos
agrotóxicos pulverizados em 50 ha, área do produtor avaliada. Deve-
se levar em consideração que a análise aqui apresentada não reflete
os custos reais do produtor, já que os custos dos agrotóxicos, por
razões comerciais não são disponibilizados. A situação analisada aqui
é ponto específica no tempo, já que os agrotóxicos utilizados e os
seus preços são variáveis entre produtores, épocas do ano e entre os
anos.
Para o cálculo dos custos referentes ao custo de pulverização,
onde foi assumido estar incluído os custos da mão-de-obra,
depreciação do equipamento e óleo diesel, foi utilizada a TABELA de
custos de produção de tomate industrial do INSTITUTO FNP (2007).
Nesta TABELA, foi determinado o custo de R$52,84/pulverização em
58
agosto de 2006. O custo de pulverização foi corrigido para outubro de
2007, usando-se uma taxa de desconto de 5% (BOOTH et al. 1997,
p.171)12 de acordo com a fórmula (BRIGHAM e HOUSTON, 1999,
p.203):
VFn= VP (1+i)n
onde: VF= valor futuro
VP= valor presente
i= taxa de
desconto
n= tempo
Após os cálculos foi encontrado um custo de R$55,93 para o
custo de uma pulverização em outubro de 2007. Foi assumido que os
demais custos (aração e
TABELA 4.2. Custo dos agrotóxicos empregados em 50 ha de tomate industrial. 2007.
Agrotóxico Mês
aplicação Custo do
produto (R$) Quant.
embalagem Dose/ha Custo
aplicação/ha
Tamaron Julho 17,90 litro 300 ml 5,37
Actara 298,60 100 g 100 g 29,60
Sencor 45,00 litro 400 ml 18,00
Fusilade 61,26 litro 300 ml 18,38
Tamaron 17,90 litro 300 ml 5,37
Recop 22,00 kg 500 g 11,00
Sencor 45,00 litro 400 ml 18,00
Fusilade 61,26 litro 300 ml 18,38
Karate 60,00 litro 100 ml 6,00
Fórum 54,00 kg 225 g 12,15
Polvran 13,40 kg 1 kg 13,40
Pirinex 30,00 litro 450 ml 13,50
Funginil 16,30 litro 500 ml 8,15
Cefanol Agosto 25,00 kg 500 g 12,50
Frowncide 122,00 litro 200 ml 24,40
Funginil 16,30 litro 200 ml 24,40
12 Os autores indicaram que não há um consenso sobre as taxas de desconto a serem
empregadas. Por isso os valores utilizados variam entre 5 e 10%. No presente trabalho optou-se
pela menor taxa, a qual se aproxima dos índices inflacionários do país.
59
Karate 60,00 litro 180 ml 10,80
Frowncide 122,00 litro 200 ml 24,40
Tamaron 17,90 litro 400 ml 7,16
Orthene 80,00 3 kg 500 g 13,33
Sialex 40,00 kg 600 g 24,00
Frowncide 122,00 litro 200 ml 24,40
Karate 60,00 litro 120 ml 7,20
Funginil 16,30 litro 1 l 16,30
Frowncide 122,00 litro 200 ml 24,40
Thiobel Setembro 35,58 kg 700 g 24,91
Kocide 25,68 kg 1 kg 25,68
Sialex 40,00 kg 800 g 32,00
Tamaron 17,90 litro 800 ml 14,32
Manzate 15,00 kg 2,5 kg 37,50
Frowncide 122,00 litro 140 ml 17,08
Kocide 25,68 kg 1 kg 25,68
Thiobel 35,58 kg 1 kg 35,58
Funginil 16,30 litro 500 ml 8,15
Kocide 25,68 kg 1 kg 25,68
Karate 60,00 litro 100 ml 6,00
Captan 100,00 5 litros 1,5 l 30,00
Sialex 40,00 kg 600 g 24,00
Orthene Outubro 80,00 3 kg 700 g 18,67
Kocide 25,68 kg 1 kg 25,68
Poliran 13,40 Kg 1 kg 13,40
Tamaron 17,90 litro 500 ml 8,95
Karate 60,00 litro 700 ml 4,20
Captan 100,00 5 litros 2,5 l 50,00
Orthene 80,00 3 kg 500 g 13,33
Poliran 13,40 Kg 500 g 6,70
Kocide 25,68 kg 1 kg 25,68
Amistar 50,90 100 g 100 g 50,90
Actara 29,60 100 g 150 g 44,40
Amistar 50,90 100 g 100 g 50,90
Kocide 25,68 kg 1 kg 25,68
Captan 100,00 5 litros 1 l 20,00
Custo total aplicação de agrotóxicos/ha 1.055,66
Custo total aplicação de agrotóxicos/
50 há
52.783,00
gradagem, fertilizantes, irrigação, colheita, taxas,) foram iguais para
qualquer um dos cenários empregados nesta análise.
Para o cálculo dos custos referentes à água foi utilizado o valor
de R$0,01/m3 definido para a captação da água na Bacia do Rio
Paraíba do Sul, no ano de 2007 (CEIVAP,s.d.).
Para os cálculos da emissão de CO2 durante a pulverização, não
foram encontradas referências para a emissão de um trator. Usou-se
60
então os dados referentes a emissão de uma Pick-Up diesel que
rodasse 3600 km/ano, sendo que neste caso o veículo emitiria 14,16
ton/CO2/ano (SERPRO, 2004). Para a aplicação de agrotóxicos em 50
ha e usando uma barra de pulverização de 18 m, estimou-se que o
trator andaria 30 km em cada pulverização, o que levaria a uma
emissão de 0,12 ton de CO2 por pulverização.
Para o cálculo dos custos referentes as emissões de CO2 foi
utilizado o valor de US$5/ton CO2 (SOHNGEN e SEDJO, R., 2006). A
cotação do dólar em 31/10/2007, de acordo com o Banco Central foi
de R$1,73, o que significa um valor de R$8,65/ton CO2.
Para a realização da análise custo-efetividade foram
empregados quatro cenários:
a) Cenário 1= Aplicação de agrotóxicos com mistura de
produtos;
b) Cenário 2= Aplicação de agrotóxicos sem mistura de
produtos;
c) Cenário 3 = Aplicação de agrotóxicos com mistura de
produtos onde os produtos comercializados por uma mesma
indústria são misturados, de acordo com o preconizado na
Portaria nº 67 de 30 de maio de 2005 [fungicidas Fórum +
Polyram aos 35 dias e inseticida Actara + fungicida Amistar
aos 141 dias (TABELA 4.1)] ;
d) Cenário 4= aplicação de agrotóxicos em mistura. A exceção
são as misturas que apresentam um maior grau de toxicidade
para os humanos em relação a aplicação dos produtos
individualmente já que resultados de pesquisa indicaram a
ocorrência dessa maior toxicidade para as misturas de
61
inseticidas piretróides com fosforados ou inseticidas fosforados
com outros fosforados, conforme discutido no Capítulo anterior
(Yanes et al., 1992; ORTIZ et al., 1995; MOSER, et al., 2006).
Então, neste cenário, de acordo com a TABELA 4.1., não
foram realizadas as misturas do fosforado Tamaron e Orthene
aos 70 dias após o transplante e a mistura do fosforado
Tamaron e do piretróide Karate aos 121 dias após o
transplante.
Nos cenários descritos anteriormente assumiu-se que:
a) os produtos empregados nas lavouras e a ocorrência de
pragas, doenças e ervas daninhas foram as descritos na
TABELA 4.1;
b) onde a mistura fosse utilizada, ela seria aplicada nos dias
indicados na TABELA 4.1 e pragas e doenças ocorreriam no
dia da aplicação. Onde a mistura não fosse possível, os
produtos seriam aplicados com intervalos de 24 h e pragas e
doenças ocorreriam no dia exato da aplicação. Tal
procedimento é aqui utilizado para adotar uma “situação ideal”
de ocorrência de pragas e doenças que permita aplicar os
produtos apenas quando o problema estiver presente;
c) os produtores utilizavam o sistema Colpam® para monitorar
as condições ambientais favoráveis a requeima e aplicariam
os fungicidas no mesmo dia em que o sistema indicasse a
aplicação;
d) os produtores monitoravam diariamente a lavoura de tomate
industrial para verificar a presença de mosca-branca e
aplicavam o produto assim que o inseto ocorresse na lavoura;
62
e) a produção da lavoura foi estimada no início do plantio pelo
produtor em 90 ton/ha.
O índice de efetividade empregado foi a produção da cultura
depois de deduzida as perdas. Para os quatro cenários anteriormente
descritos, a perda na produção foi devida apenas a movimentação de
tratores na lavoura. Este índice de perda não se encontra disponível
na literatura, mas agrônomos ligados às diversas indústrias estimaram
que estas são de cerca de 1% da produção.
A análise de sensibilidade foi realizada alterando o valor do índice de efetividade,
que foi a produção da cultura depois de deduzida as perdas para cada um dos cenários
descritos anteriormente.
Nos cenários empregados nesta análise assumiu-se que:
a) os produtos empregados nas lavouras e a ocorrência de
pragas, doenças e ervas daninhas foram as descritos na
TABELA 4.1;
b) pragas e doenças ocorreram ao mesmo tempo, sendo esta
situação denominada “situação real”;
c) os produtores utilizavam o sistema Colpam® para monitorar
as condições ambientais favoráveis a requeima e aplicariam
os fungicidas no mesmo dia em que o sistema determinasse;
d) os produtores monitoravam diariamente a lavoura de tomate
industrial para verificar a presença de mosca-branca. Quando
este inseto ocorresse simultaneamente com requeima, e não
fosse possível a mistura de agrotóxicos, os produtores
optariam por controlar inicialmente a requeima.
e) a produção da lavoura foi estimada no início do plantio em 90
ton/ha.
63
Com as condições anteriores, no cenário 1, onde todas as
pulverizações foram misturadas, e no cenário 4, onde mistura de
agrotóxicos que causassem problemas a saúde humana não poderia
ser realizada, as condições de ocorrência de pragas e doenças no
caso analisado permitiram que a mistura de agrotóxicos fossem
realizada no momento de aparição simultânea de mosca-branca e
requeima (TABELA 4.1). Com isso as perdas na cultura nesses dois
cenários foram causadas apenas pela movimentação de tratores na
lavoura, o que correspondeu a 1% da produção/ha.
No cenário 2, onde não era possível a mistura de agrotóxicos em
hipótese alguma e no cenário 3, onde só era possível a mistura de
agrotóxicos comercializados pela mesma empresa, foi assumido que
35 dias após o transplante, mosca-branca e requeima ocorreram ao
mesmo tempo (TABELA 4.1), mas não puderam ser controladas no
mesmo dia. Neste caso, o produtor optou por controlar primeiro a
requeima e depois a mosca-branca. Como resultado, o inseto
disseminou virose na lavoura e as perdas nesses dois cenários se
deveram a ocorrência da doença adicionada a perda produzida pela
movimentação das máquinas. Neste caso foi assumido que esta perda
foi de 40% da produção/ha (ASIÁTICO e ZOEBISCH, 1992, citado por
HAJI et al.,2005).
4.3. Resultados e Discussão
Os resultados das análises de aplicações de agrotóxicos onde
foi considerada a “situação ideal”, isto é, onde pragas e doenças
ocorreram ao mesmo tempo para os cenários 1 e 4 e ocorreram com
intervalo de 24 h nos cenários 2 e 3 são mostrados nas TABELAS 4.3
64
a 4.7. Nesta “situação ideal”, a aplicação de agrotóxicos
separadamente (cenário 2) ou em mistura por indústrias atendendo a
Portaria nº 67, de 30 de maio de 1995 (cenário 3), aumentaria a
demanda por água para pulverização quando estes cenários foram
comparados ao cenário atual (cenário 1) (TABELA 4.3). O resultado
disto é que, considerando-se que uma pessoa consuma em média 282
litros de água/dia (SERPRO, 2004), a quantidade de água a mais
demandada pelas políticas dos cenários 2 e 3, para pulverizar apenas
os 50 ha do produtor, representariam o desabastecimento de 2.960 e
2.703 pessoas respectivamente. A extrapolação destes valores para
os 14.000 ha de tomate plantados em 2007 significaria que o volume
de água empregado causaria o desabastecimento de 829.078 e
757.092 pessoas respectivamente. O cenário 4, por outro lado,
significaria o desabastecimento de apenas 106, caso fosse empregado
nos 50 ha. Para os 14.000 ha significaria o desabastecimento de
29.787 pessoas.
As análises relacionadas ao aumento das emissões de CO2
demonstraram que no caso dos cenários 2 e 3 haveria um aumento
em mais de 170% , o que certamente contribuiria para aumentar os
problemas relacionados ao efeito estufa quando estes cenários são
comparados ao cenário atual (cenário 1) (TABELA 4.4). Os maiores
aumentos de emissões, ou seja, os maiores impactos ambientais
seriam causados pelo cenário 2, onde não ocorre nenhuma mistura de
agrotóxicos. Já o cenário 4, onde seriam proibidas misturas que
apresentassem risco para a saúde humana apresentaria um aumento
nas emissões de CO2 muito menor, o que significa que este cenário
apresenta um menor impacto ambiental (TABELA 4.4).
65
TABELA 4.3. Consumo de água estimado para a pulverização de 50
ha de tomate indústria com base em quatro cenários
distintos.
Quantidade de água (L/50 ha) Dias após o
transplante Quantidade
de água gasta
(L/ha) Cenário 11Cenário 21Cenário 31Cenário 41
18 250 12.500 25.000 25.000 12.500
21 250 12.500 25.000 25.000 12.500
28 250 12.500 25.000 25.000 12.500
30 250 12.500 25.000 25.000 12.500
35 250 12.500 37.500 25.000 12.500
46 300 15.000 30.000 30.000 15.000
56 400 20.000 60.000 60.000 20.000
63 400 20.000 20.000 20.000 50.000
70 500 25.000 100.000 100.000 25.000
79 600 30.000 90.000 90.000 30.000
84 600 30.000 90.000 90.000 30.000
91 600 30.000 120.000 90.000 30.000
99 600 30.000 90.000 90.000 30.000
106 600 30.000 90.000 90.000 30.000
114 600 30.000 90.000 90.000 60.000
121 600 30.000 90.000 90.000 30.000
135 600 30.000 120.000 120.000 30.000
Total litros 412.500 1.247.500 1.175.000 442.500
Total m3412,5 1.247,5 1.175,0 442,5
% de aumento de consumo
de água em relação ao
ário 1 cen
------ 202 185 7,4
1/ Cenário 1= mistura de agrotóxicos; cenário 2= agrotóxicos aplicados sem mistura; cenário 3= agrotóxicos
aplicados em mistura quando são comercializados por uma mesma empresa; cenário 4= agrotóxicos
não são misturados quando mistura representa maior risco para a saúde humana. Misturas não ocorreram
aos 70 e 121 dias após o transplante.
TABELA 4.4. Estimativa de emissão de CO2 por um trator em quatro
cenários distintos quando lavouras de tomate de 50 ha
são pulverizadas com agrotóxicos.
Cenário1Número de
pulverizações Emissão total de
CO2 (toneladas) % de aumento em
relação cenário 1
1 18 2,16 -----
2 52 6,24 188
3 49 5,88 172
4 20 2,40 11
1/ Cenário 1= mistura de agrotóxicos; cenário 2= agrotóxicos aplicados sem mistura;
cenário 3= agrotóxicos aplicados em mistura quando são comercializados por
uma mesma empresa; cenário 4= agrotóxicos não são misturados quando mistura
66
representa maior risco para a saúde humana. Misturas não ocorreram aos 70 e 121
dias após o transplante.
De posse dos resultados anteriores, foram calculados os custos
privados e sociais de cada um dos cenários (TABELA 4.5). Os custos
privados representaram mais de 99% do custo total. O menor custo foi
representado pelo cenário 1, que é o cenário atual, e o maior pelo
cenário 2, que é o cenário que mais se aproxima da legislação vigente.
Do total do custo privado, os agrotóxicos adquiridos para pulverização
nas lavouras de tomate industrial representaram mais de 94% do
custo total.
O custo social, representado pelo custo da água e custo das
emissões de CO2, representaram menos de 0,12% do custo total da
pulverização (TABELA 4.5). Os custos pelo uso da água
representaram cerca de 0,02% do custo total. Estes resultados
sugerem que os custos sociais da água são praticamente
insignificantes, mas podem ter um impacto social bastante significativo
em regiões de escassez de água.
O cenário 2, que é o cenário que mais se aproxima do
preconizado pela legislação vigente, parece ir contra o objetivo dos
gestores dos recursos hídricos que idealizaram a cobrança pelo uso
da água. Isto é, este cenário aumenta a demanda de água (GOMES e
TESTESLAF, 2003; FAGANELLO, 2007, p.60). Outro aspecto que
chama a atenção é que o valor que poderia ser cobrado pelo uso da
água (R$0,01/m3), e que representou cerca de 0,02% do custo da
pulverização, não parece contribuir para o uso mais racional deste
recurso. Esta fato também foi observado por CAMPOS (2004, p.69).
O autor, que avaliou o uso da água para irrigação por produtores de
67
tomate de mesa em Piracicaba constatou que o custo da água
representava 0,4% do custo total da produção de tomate de mesa, o
que não era um custo que levasse ao uso mais racional deste recurso.
Cenário 1 Cenário 2 Cenário 3 Cenário 4 Descrição dos
custos Custo (R$) % Custo (R$) % Custo (R$) % Custo (R$) %
Custo privado
Pulverização
1.006,74 1,870 2.908,36 5,216 2.740,57 4,930 1.118,60 2,074
Agrotóxicos 52.783,00 98,087 52.783,00 94,666 52.783,00 94,958 52.783,00 97,880
SUB-TOTAL 53.789,74 99,957 55.691,36 99,882 55.523,57 99,888 53.901,60 99,954
Custo social
Água 4,12 0,008 12,47 0,022 11,75 0,021 4,42 0,008
Emissão de CO218,68 0,035 53,97 0,096 50,86 0,091 20,76 0,038
SUB-TOTAL 22,80 0,043 66,44 0,118 62,61 0,112 25,18 0,046
TOTAL 53.812,54 100 55.757,80 100 55.586,18 100 53.926,78 100
TABELA 4.5. Custos da aplicação de agrotóxicos durante o ciclo de tomate industrial para quatro cenários distintos onde pragas e
doenças ocorrem ao mesmo tempo quando há mistura de agrotóxicos e pragas e doenças ocorrem em intervalos de 24 h
quando não há mistura de agrotóxicos.
68
/ Cenário 1= mistura de agrotóxicos; cenário 2= agrotóxicos aplicados sem mistura; cenário 3= agrotóxicos aplicados em mistura quando são comercializados por uma
mesma empresa; cenário 4= agrotóxicos não são misturados quando mistura representa maior risco para a saúde humana. Misturas não ocorreram aos 70 e 121
dias após o transplante.
Após os cálculos dos custos da pulverização foi calculada a produtividade da
cultura de tomate para cada cenário. Neste caso, a produtividade para todos os cenários
foi igual e atingiu 89.100 kg/ha. Isto porque em todos os cenários os produtores
conseguiriam controlar satisfatoriamente os problemas fitossanitários que ocorreram na
lavoura ao longo do ciclo.
A análise custo-efetividade das quatro políticas está
apresentada na TABELA 4.6. Esta TABELA indica que a política
mais custo-efetiva foi a que é atualmente realizada pelos produtores,
ou seja, a realização de misturas de agrotóxicos (cenário 1). A
política onde as misturas que apresentam riscos a saúde humana
são banidas (cenário 4) apresentou um índice custo-efetividade
muito próximo ao da política representada pelo cenário 1, o que
sugere que esta política poderia ser adotada, à medida que
informações sobre os riscos das misturas estivessem disponíveis. A
política menos custo-efetiva foi a preconizada pelo cenário 2, que é
a que mais se aproxima da legislação vigente, indicando que esta
política não é a mais apropriada. Deve ser ressaltado que as
diferenças nos índices custo-efetividade entre os cenários 2 e 3
podem vir a ser maiores ou menores do que as aqui apresentadas
em função dos produtos que poderiam ser misturados no cenário 3, e
que podem variar de produtor para produtor.
TABELA 4.6. Análise custo-efetividade de quatro diferentes cenários de aplicação de
inseticidas. Pragas e doenças ocorrem ao mesmo tempo, quando há
mistura de agrotóxicos e pragas e doenças ocorrem em intervalos de 24 h
quando não há mistura de agrotóxicos.
Cenário Custo (R$) Posição Efetividade
(kg de
Posição Custo-
efetividade
Posição
tomate/ha)
1 53.888,61 1 89.100 1 0,604 1
2 55.757,80 4 89.100 1 0,625 4
3 55.586,18 3 89.100 1 0,623 3
4 53.926,78 2 89.100 1 0,605 2
1/ Cenário 1= mistura de agrotóxicos; cenário 2= agrotóxicos aplicados sem mistura; cenário 3= agrotóxicos aplicados
em mistura quando são comercializados pó r uma mesma empresa; cenário 4= agrotóxicos não são misturados
quando mistura representa maior risco para a saúde humana. Misturas não ocorreram aos 70 e 121 dias após o
transplante.
A análise de sensibilidade da ACE foi realizada considerando-
se uma “situação real”, ou seja, a situação onde pragas e doenças
ocorriam ao mesmo tempo, o que é o comum no campo. Os quatro
cenários avaliados empregaram o mesmo volume de água e
emitiram a mesma quantidade de CO2 da “situação ideal” descrita
anteriormente (TABELAS 4.3 e 4.4). Como conseqüência, para os
resultados desta “situação real” se aplicam as mesmas
considerações anteriores.
Ocorre porém, que a “situação real” causou impacto na
produtividade da cultura (TABELA 4.7). Quando a mistura não foi
realizada, aos 35 dias após o transplante ocorreram ao mesmo
tempo mosca-branca e requeima, dois problemas que reduzem
significativamente a produtividade da lavoura quando não são
controlados adequadamente. Esta queda na produtividade ocorreu
nos cenários 2 e 3, já que o produtor optou por controlar inicialmente
a requeima. A mosca-branca, controlada apenas 24 h após a
primeira aplicação, ocasionou a disseminação de virose que, em
conseqüência, reduziu a produtividade (TABELA 4.7).
TABELA 4.7. Produtividade de tomate/ha para quatro cenários distintos onde mosca
branca e requeima ocorreram ao mesmo tempo, 35 dias após o
transplante.
Cenário Produtividade (kg/há)
1 89.100
2 54.000
3 54.000
4 89.100
1/ Cenário 1= mistura de agrotóxicos; cenário 2= agrotóxicos
aplicados sem mistura; cenário 3= agrotóxicos aplicados em
mistura quando são comercializados pela mesma empresa;
cenário 4= agrotóxicos não são misturados quando mistura
representa maior risco para a saúde humana. Misturas
não ocorreram aos 70 e 121dias após o transplante.
A análise custo-efetividade das quatro políticas onde foi
assumido que pragas e doenças ocorreriam ao mesmo tempo está
apresentada na TABELA 4.8. Esta TABELA indica que a política
mais custo-efetiva continuou sendo a que é atualmente empregada
pelos produtores, ou seja, aquela onde a mistura de agrotóxicos é
realizada.
Para as políticas menos custo-efetivas (cenários 2 e 3), o fato
de não ser realizada a mistura e pragas e doenças ocorrerem ao
mesmo tempo, aumentou a distância entre os índices da política
mais custo-efetiva e as menos custo efetiva. Isto indica que, neste
caso, a implementação da política do cenário 2, além de aumentar os
impactos ambientais, como discutido anteriormente, aumenta
também os riscos para o produtor pela possibilidade de quebras na
produção (TABELA 4.8). A obrigatoriedade de assumir estes riscos
pode vir a ter um impacto significativo na produção de tomate
industrial no estado de Goiás.
O cenário 4, onde as misturas que apresentam potencial de
causar riscos a saúde humana foram eliminadas, apresentou índice
de custo-efetividade próximo ao encontrado no cenário 1, tanto para
a “situação ideal”, quanto para a “situação real” (TABELA 4.8).
Todavia, a diferença entre os indicadores dos cenários 1 e 4 pode vir
a ser maior. Esta pode ser influenciada, por exemplo, se, a fim de
evitar a mistura de agrotóxicos que podem causar riscos para a
saúde humana o produtor tiver que optar por empregar agrotóxicos
de maior custo.
TABELA 4.8. Análise custo-efetividade de quatro diferentes cenários de aplicação de
inseticidas em 50 ha de tomate industrial. Pragas e doenças ocorreram ao
mesmo tempo, 35 dias após o transplante.
Cenário Custo (R$) Posição Efetividade
(ton de
tomate/ha)
Posição Custo-
efetividade
Posição
1 53.888,61 1 89.100 1 0,604 1
2 55.757,80 4 54.000 2 1,032 4
3 55.586,18 3 54.000 2 1,029 3
4 53.926,78 2 89.100 1 0,605 2
1/Cenário 1= mistura de agrotóxicos; cenário 2= agrotóxicos aplicados sem mistura; cenário 3= agrotóxicos
aplicados em mistura quando são comercializados pó r uma mesma empresa; cenário 4= agrotóxicos
não são misturados quando mistura representa maior risco para a saúde humana. Misturas não
ocorreram aos 70 e 121 dias após o transplante.
5. CONCLUSÕES
A realização da ACE para a comparação de diferentes cenários de
aplicação de agrotóxicos em lavouras de tomate indicou que a forma atual de
uso destes produtos pelos agricultores, ou seja, a mistura indiscriminada de
agrotóxicos (cenário 1), foi a mais custo-efetiva. O cenário que mais se
aproxima da legislação vigente, e que não prevê o uso de misturas de
agrotóxicos (cenário 2), foi o menos custo-efetivo. Isso demonstra que a
forma atual de aplicação de agrotóxicos adotada pelos produtores é a que os
deixa na melhor situação, estando de acordo com uma das premissas básicas
da Teoria do Bem-Estar (VARIAN, 1994, p.52).
A política adotada pelos produtores, e aqui representada pelo cenário 1
também foi mais custo-efetiva quando comparada à política que era
recomendada pela Portaria Nº 67, de 30 de maio de 1995, onde as
misturas de agrotóxicos só poderiam ser realizadas entre produtos
comercializados pela mesma indústria ou onde indústrias diferentes
explicitassem essa possibilidade em seus rótulos, (cenário 3). Isto sugere
que essa Portaria, ao não levar em consideração os potenciais riscos
destes produtos para a saúde humana e o meio-ambiente, não optava pelo
melhor cenário.
O cenário 1 também foi mais custo-efetivo que o cenário 4, que previa a
proibição de misturas que pudessem causar prejuízos à saúde humana.
Ainda que este aspecto não seja levado atualmente em consideração no
momento da decisão sobre o uso de misturas, pela relevância que
apresenta, deverá ser levado em consideração quando da regulamentação
do uso de misturas de agrotóxicos no futuro.
As razões para a não efetividade da política atual de regulação de uso de
agrotóxicos podem ser diversas. Baumol & Oates (1979, p.232) apontaram oito critérios
para a não efetividade de uma política regulatória e estes critérios são aqui empregados
para se indicar porque os agricultores realizam misturas de agrotóxicos. Os oito critérios
apontados pelos autores são:
a) dependência: este critério se refere a se a política está
atingindo os seus objetivos ou se ela depende de um
grande número de elementos imprevisíveis. No caso
das pulverizações de agrotóxicos, a não mistura de
agrotóxicos só poderia ser implementada se ocorresse
na prática uma “situação ideal”, ou seja, se pragas e
doenças não ocorressem ao mesmo;
b) permanência: este critério se refere a se a política se
mantém somente enquanto o problema atrai o
interesse público ou se ele se mantém quando esse
interesse é diminuído. Atualmente não existe uma
discussão no país sobre a questão das misturas de
agrotóxicos. Mas, em algumas ocasiões, esse assunto
atrai o interesse público momentaneamente, como
ocorrido na notícia publicada na Folha de São Paulo no
dia 18 de março de 2008 (anexo 1);
c) adaptabilidade ao crescimento econômico: este critério
se refere a se a política é capaz de se adaptar ao
crescimento das atividades econômicas e da
população. A legislação atual, e que foi representada
pelo cenário 2, parece não atender a estes critérios.
Isto porque neste cenário foi observado um aumento
da demanda de água e um aumento da emissão de
gases causadores do efeito estufa. Atualmente, as
políticas objetivam reduzir a demanda de água e a
emissão de gases causadores do efeito estufa a fim de
que se possa garantir a sustentabilidade das atividades
econômicas e o atendimento das necessidade de uma
população crescente;
d) eqüidade: este critério se refere a se a política divide
os custos financeiros entre as empresas e os
indivíduos eqüitativamente. A política representada
pelo cenário 2 parece não atender a este critério. Isto
porque se ela fosse efetivamente implementada, o
aumento dos custos financeiros dos produtores em
decorrência do aumento dos custos de pulverização
provavelmente seriam repassados aos consumidores e
estes ainda teriam que arcar com os riscos do aumento
da demanda de água pelas áreas rurais, a qual
poderia se refletir em escassez nas cidades. De acordo
com TURPIN et al. (2005) esses seriam os chamados
“efeitos indiretos”;
e) incentivo ao máximo esforço: este critério se refere a
se a política induz os indivíduos e empresas a
minimizarem os danos ambientais. Como já observado,
a política de regulamentação de uso de agrotóxicos
aqui representada pelo cenário 2, não minimiza os
danos ambientais, muito pelo contrário, contribui para
aumentá-los já que implica em um aumento na
demanda de água e aumento das emissões de CO2;
f) economia: este critério se refere a se a política permite
que os resultados sejam alcançados com um baixo
custo social. Este não se refere apenas à quantidade
de dinheiro envolvida na transação, mas se refere
também a outros elementos tangíveis ou intangíveis
que são de interesse da sociedade. Como já
observado, a política de regulamentação de uso de
agrotóxicos, representada pelo cenário 2, não contribui
para a redução do custo social, pelos mesmos motivos
referidos no item anterior;
g) atratividade política: este critério se refere a se a
política é recomendada para legisladores e população.
Como já observado, a política de regulamentação de
uso de agrotóxicos, da forma como foi proposta, não
apresenta atratividade;
h) interferência mínima nas decisões privadas: este
critério se refere a se a política expressa exatamente o
que fazer ou se oferece um gama de alternativas
compatíveis com a proteção ambiental. Este critério
não é atendido também, pois os produtores não dispõe
de informações sobre o problema de misturas de
agrotóxicos e tampouco tem informações para que
possam escolher as misturas mais adequadas.
Vale ainda ressaltar que na análise aqui realizada, as políticas
de menor custo foram as mais efetivas. No entanto, isto pode ser
apenas uma coincidência momentânea. Isto porque, ainda que os
resultados da ACE aqui realizada tenham mostrado que a política
adotada pelos produtores tenha sido a mais custo-efetiva, esta
análise, como visto, apresenta custos privados e ambientais que não
foram contabilizados, como por exemplo o maior uso de pneus pelos
tratores para realizarem as pulverizações, e algumas incertezas.
A primeira incerteza diz respeito ao impacto das misturas de
agrotóxicos sobre a saúde humana. Praticamente não existem na
literatura informações sobre o impacto de misturas de agrotóxicos
sobre a saúde humana que envolva agrotóxicos que não sejam do
grupo dos fosforados e piretróides. Porém, além dessas misturas, os
produtores empregam misturas de inseticidas de outros grupos e
misturas de inseticidas com fungicidas. O conhecimento do impacto
dessas diferentes misturas sobre a saúde humana pode vir a alterar
os resultados da ACE quando as diferentes opções de uso de
agrotóxicos forem avaliadas, e tornar o cenário 1 o menos
recomendado.
A segunda incerteza diz respeito ao real impacto das misturas
de agrotóxicos sobre o meio-ambiente nas condições tropicais.
Informações sobre os impactos das misturas mais comuns
empregadas nas lavouras poderiam reduzir este grau de incerteza e
apontar as misturas viáveis ou as não viáveis.
Em qualquer dos casos em que as misturas de agrotóxicos
não pudessem ser realizadas, os produtores poderiam optar por
empregar outros produtos. Porém, produtos diferentes poderiam
aumentar os custos privados, e é possível que estes sejam
repassados aos consumidores.
Em resumo, a ACE aqui realizada indicou que algumas
medidas, como a proibição do uso de misturas de agrotóxicos que
tem impacto negativo sobre a saúde humana, deveriam ser
implementadas. Para suprir a lacuna deixada, informações sobre o
uso de produtos alternativos a essas misturas deveriam ser
disponibilizadas para os produtores.
Os resultados indicaram ainda que a ACE aqui realizada
necessita ser aprimorada. Outros custos necessitam ser
contabilizados e diversas incertezas necessitam ser estudadas. À
medida que esses dados forem surgindo, novas análises deverão ser
realizadas e os resultados aqui obtidos possivelmente serão
afetados. As novas informações obtidas deverão ser disponibilizadas
para os agentes envolvidos na produção de tomate industrial e para
os agentes envolvidos na regulamentação do uso de agrotóxicos, a
fim de que possa ser adotada a melhor política do ponto de vista
social e ambiental.
6. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ANÔNIMO, 2000. Compatibilidade entre defensivos. Citricultura Atual, 16:11-12.
ASCOM/SEAGRO. 2007. Goiás aposta no crescimento da cultura de tomate. Rio Verde:
Prefeitura Municipal de Rio Verde. n.p. Disponível em:
//www.rioverdegoias.com.br/i.do?si=not&ler=2&id=3374 Acessado em 23 de novembro
de 2007.
BAUMOL, W.; OATES, W.E. 1979. Economics, Environmental Policy, and the Quality of
Life. New Jersey: Prentice-Hall.
BOLOGNESE, C.; LANDINI, E.; PERRONE, E.; ROGGIERI, P. 2004. Cytogenetic biomonitoring
of a floriculturist population in Italy: micronucleous analysis by fluorescence in situ
hybridization (FISH) with an-all chromossome centromeric probe. Mutation Research,
554:109-117.
BOOTH, S.R.; TROCKI, L.R.; BOWLING, L. 1997. A standard methodology for cost-
effectiveness analysis of new environmental technologies. Los Alamos: Los Alamos
National Report LA-UR-91-3251. URL: //www.p2pays.org/ref/23/22494.pdf Consultado
em 19 de outubro de 2007.
BRIGHAM, E.F.; HOUSTON,J.F. 1999. Fundamentos da moderna administração financeira.
9º ed. São Paulo: Elsevier Editora Ltda. 713 p.
BRINK, C.; van IERLAND, E.; HORDIJK, L.; KROEZE, C. 2005. Cost-effective emission
abatment in agriculture in the presence of interrelations: cases for the Netherlands and
Europe. Ecological Economics, 53:59-74.
BROWN, T.P.; RUMSBY, P.C.; CAPLETON, A.C.; RUSHTON, L.; LEVY, L.S. 2006. Pesticide
and Parkinson´s Disease: is there a link? Environmental Health Perspectives, 114:156-
164.
CALLAGHAN, K.; O´HARE, S. 2006. Testing of the cost effectiveness methodology for WFD
in Northern Ireland. Determination of cost and effectiveness of measures and
combinations of measures based on a pilot study in the Upeer Ban catchment. United
Kingdow: Environment and Heritage Service. Disponível em:
//www.ehsni.gov.uk/crpcosteffect.pdf Acessado em 14 de novembro de 2007.
CAMPOS, M.A. 2004. Custo da cobrança de água na produção do tomate de mesa sob
irrigação por sulcos. Campinas:UNICAMP. Dissertação de Mestrado. 83 p.
CASTELO BRANCO, M.; FRANÇA, F.H. MEDEIROS, M.A.; LEAL, J.G.T. 2001. Uso de
inseticidas para o controle de traça-do-tomateiro e traça-das-crucíferas: um estudo de caso.
Horticultura Brasileira, 19:60-63.
CASTILLO-CADENA, J.; TENORIO-VIEYRA, L.E.; QUINTANA-CARABIA, A.I.; GARCÍA-FABILA,
M.M.; RAMÍREZ-SAN JUAN, E.; MADRIGAL-BUJAIDAR, E. 2006. Determination of DNA
damage in floriculturists exposed to mixtures of pesticides. Journal of Biomedicine and
Biotechnology, Article ID978096, p.1-12. Disponível em
www.hindawi.com/GetPDF.aspx?doi=10.1155/JBB/2006/97896 Acessado em 26 de
novembro de 2007.
CEIVAP. s.d. Cobrança pelo uso da água. Disponível em //ceivap.org.br./gestao_1_4.php.
Acessado em 23 de novembro de 2007.
CHRISTOFFERS, T.; van WIJK, C.; NJUGUNA, V. The value of hygiene promotion. Cost-
effectiveness analysis of hygiene promotion interventions. Loughborough Univ.: WELL.
Disponível em
www.iboro.ac.uk/well/resources/Publications/briefing%20Notes/BN14%20van%20wijk.pdf
Acessado em 23 de outubro de 2007.
COLBORN, T. 2006. A case for revisiting the safety of pesticides: a closer look at
neurodevelopment. Environmental Health Perspectives, 114:10-17.
CONTADOR, C.R. 2000. Projetos sociais. Avaliação e Prática. São Paulo: Editora Atlas. 4º
ed. 375 p.
CUBILLO, D.; SANABRIA, G.; HILJE, L. 1999. Eficacia de coberturas vivas para el manejo de
Bemisia tabaci como vector de geminivirus. Manejo Integrado de Plagas., 51:10-20.
DALSASSO, L.C.M.; HELDWIN, A.B.; BURIOL, G.A.;SCHENEIDER, F.M.; STRECK, N.A.;
DALMAGO, G.A. 1997. Consumo d´água do tomateiro tipo salada em estufa plástica.
Revista Brasileira de Agrometeorologia, 5:61-67.
DE LORENZO, M.E.; SERRANO, L.E. 2003. Individual and mixture toxicity of three pesticides; atrazine,
chlorpyrifos, and chlorothalonil to the marine phytoplankton species Dunaliella tertiolecta. Journal of
Environmental Science and Health B., 38:529-538.
DE LORENZO, M.E.; SERRANO, L.E. 2006. Mixture toxicity of the antifouling compound irgarol
to the marine phytoplankton species Dunaliella tertiolecta. Journal of Environmental
Science and Health B., 41:1349-1360.
DIRJA, M.; BUDIU, V.; PACURAR, I.; JURINA, M. 2003. Research regarding the
waterconsumption of tomatoes, green pepper and cucumber cultivated in solariums. Journal
of Central European Agriculture, 4: 265-272. Disponível em
//www.agr.hr/jcea/issues/jcea4-3/pdf/jcea43-10.pdf Acessado em 23 de outubro de 2007.
DUARTE, A.L. de C.M.; Di SERIO, L.C.; VASCONCELLOS, L.H.R.; SAMPAIO, M. Supply chain
design: to make or not to make, that is the question? Disponível em
//www.fgvsp.br/academico/professores/Di_Serio/SupplyChainDesign.doc Consultado em
28 de março de 2008
FAGANELLO, C.R.F.2007. Fundamentação da cobrança pelo uso da água na agricultura
irrigada, na microbacia do Ribeirão dos Marins, Piracicaba, SP. Piracicaba: USP. Tese
de Doutorado. 134 p. Disponível em //www.teses.usp.br/teses/disponiveis/91/91131/tde-
18072007-101710/ Acessado em 25 de novembro de 2007.
FILGUEIRA, F.A.R. Manual de Olericultura. 2 ed. São Paulo. 1982. 358 p.
FREEMAN III, A.M. The measurement of environmental and resource values: theory and
methods. Resource for the Future. Washington, D.C. 1993.
GOMES, E.P.; TESTESLAF, R. 2003. Produtividade e eficiência do uso da água na cultura
do tomate de mesa sob sistema de irrigação por sulco e gotejamento. Campinas:
UNICAMP. Workshop Tomate na UNICAMP:Perspectivas e Pesquisas. 4 p. Disponível em
//www.feagri.unicamp.br/tomates/pdfs/wrktom019.pdf Acessado em 23 de novembro de
2007.
GORDON, C.J.; HERR, D.W.; GENNINGS, C.; GRAFF, J.E.; McMURRAY, M.; STORK, L.;
COFFEY, T.; HAMM, A.; MACK, C.M. 2006. Thermoregulatory response to an
organophosphate and carbamate insecticide mixture: testing the assumption of dose-
additivity. Toxicology, 217:1-13.
GREGORIO, G.V.; DANS, L.F.; CORDERO, C.P.; PANELO, C.A. 2007. Zinc supplementation
reduced cost and duration of acute diarrhea in children. Journal of Clinical Epidemiology,
60: 560-566.
HAJI, F.N.P.; MATTOS, M.A.A.; ALENCAR, J.A.; BARBOSA, F.R.; PARANHOS, B.J. Manejo da
mosca-branca na cultura do tomate. Petrolina: Embrapa Semi-Árido. Circular Técnica 81.
14 p.
HAYES, T.B.; CASE, C.; CHUI, S.; CHUNG, D.; HAEFFELE, C.; HASTON, K.; LEE, M.; MAI,
V.P.; MARJUOA, Y.; PARKER, J.; TSUI, M. 2006. Pesticide mixture, endocrine disruption,
and amphibian declines: are we underestimating the impact? Environmental Health
Perspectives, 114 (supplement 1):40-50.
HUANG, J. Acute pesticide poisoning in China. Disponível em
//www.nihs.go.jp/GINC/meeting/7th/7profile/china.pdf Acessado em 25 de novembro de
2007.
IBGE. s.d. Culturas temporárias e permanente. Disponível em: //www.ibge.gov.br
Acessado em 23 de novembro de 2007.
INCUBADORA EMPRESARIAL CECI LEITE COSTA, s.d. COLPAM®40. Passo Fundo: Elomed.
9 p. Disponível em //www.elomed.com.br/download/m_colpam40.pdf Acessado em 25 de
novembro de 2007.
ITABORAHY, C.R.; COUTO, L.; SANTOS, D.G.; PRETO, L.A.; REZENDE, L.S. 2004.
Agricultura irrigada e uso racional da água. Brasília: ANA. 32 p. Disponível em
//www.ana.gov.br/bibliotecavirtual/arquivos/agricultura%20irrigada.pdf Acessado em 25
de novembro de 2007.
JOHNSON, J.M.F.; FRANZLUEBBERS, A.J.; WEYERS, S.L.; REICOSKY, D.C. 2007.
Agricultural opportunities to mitigate greenhouses emissions. Environmental Pollution,
150:107-124.
LAHIRI,S.; LEVENSTEIN, C.; NELSON, D.I.; ROSENBERG, B.J. 2005. The cost effectiveness of
occupational health interventions: Prevention of silicosis. American Journal of Industrial
Medicine, 48:503-514.
LARSON, B.A.; AVALIANI, S.; GOLUB, A.; ROSEN, S.; SHAPOSHNIKOV, S.; STRUKOVA, E.;
VINCENT, J.R. 1999. The economics of air pollution health risks in Russia: a case study of
Volgograd. World Development, 27: 1803-1819.
LEITE, G.L.D.; PICANÇO, M.; AZEVEDO, A.A.; GONRING, A.H.R. 1999. Efeito de tricomas,
aleloquímicos, e nutrientes na resistência de Lycopersicon hirsutum à traça do tomateiro.
Pesquisa Agropecuária Brasileira, 34:2059-2064
LEWIN, H.M.; McEWAN, P.J. 2001. Cost-effectiveness analysis. California: Sage Publications,
Inc. 308 p.
LOPES, C.A.; REIS, A.; BOITEUX, L.S. 2005. Doenças fúngicas. In: LOPES, C.A.; ÁVILA, A.C.
(ed.). Doenças do tomateiro. Brasília: Embrapa. p.19-51.
LYDY, M.; BELDEN, J.; WHEELOCK, C.; HAMMOCK, B.; DENTON, D. 2004. Challenges in
regulating pesticide mixture. Ecology and Society, 9(6):1 [on line]. Disponível em
www..ecologyandsociety.org/vol9/iss6/art1 Acessado em 29 de novembro de 2007.
MACMILLAN, D.C.; HARLEY, D.; MORRISON, R. 1998. Cost-effectiveness analysis of woodland
ecosystem restoration. Ecological Economics, 27:313-324.
MAGNUSSEN, K. 2005. Cost-effectiveness analysis in water management – examples and
experiences from Norway. In: Second International Workshop on Implementing Economic
Analysis in the Water Framework Directive. Paris. 8 p. Disponível em //www.ile-de-
france.ecologie.gouv.fr/directivecadre/seminaire/Doc_site_colloque_eco/documents/Vendredi
%2018%20-%20Session%204B/magnussen_costeffectiveness.pdf Acessado em 15 de
novembro de 2007.
MAROUELLI, W.A. 2004. Controle da irrigação como estratégia de controle de doenças em
hortaliças. A Lavoura, Dezembro, 42-44.
MAROUELLI, W.A.; SILVA, W.L.C. 2002. Profundidade da instalação da linha de gotejadores em
tomateiro para processamento industrial. Horticultura Brasileira, 20:206-210.
MAROUELLI, W.A.; SANT´ANA, R.R.; SILVA, W.L.C.; MORETTI, C.L.; VILELA, N.J. 2003.
Avaliação técnica e econômica do espaçamento de gotejadores em tomateiro para
processamento cultivado em fileiras simples e duplas. Horticultura Brasileira, 21:202-206.
MINAMI, K.; HAAG, P.H. 1989. O tomateiro. 2 ed. Campinas: Fundação Cargill. 397 p.
MINISTÉRIO DA AGRICULTURA, PECUÁRIA E ABASTECIMENTO. s.d. AGROFIT: sistema de
agrotóxicos fitossanitários. Disponível em
//extranet.agricultura.gov.br/agrofit_cons/principal_agrofit_cons Acessado em 30 de
novembro de 2007.
MOSER, V.C.; SIMMONS, J.E.; GENNINGS, C. 2006. Neurotoxicological interactions of a five
pesticide mixture in preweanling rats. Toxicological Sciences, 92:235-245.
OLIVEIRA, S.S.; ARAÚJO, T.M. 2003. Avaliação das ações de controle da leshmaniose visceral
(calazar) em uma área endêmica do Estado da Bahia, Brasil (1995-2000). Cadernos de
Saúde Pública, 15:1681-1690.
ORTIZ, D.; YAÑEZ,L.; GÓMEZ, H.; MARTÍNEZ-SALAZAR, J.A.; DIAZ-BARRIGA, F. 1995. Acute
toxicological effects in rats treated with a mixture of commercially formulated products
containing methyl parathion and permethrin. Ecotoxicological Environmental Safety,
32:154-158.
PEARCE, D.; HETT, T.; OZDEMIROGSLU, E.; HOWARTH, A. 1999. Review of Technical
Guidance on environmental appraisal. Defra (UK): Department of the environment,
transport and the regions. n.p. URL:
//www.defra.gov.uk/environment/economics/rtgea/9.htm. Consultado em 19 de outubro
de 2007.
PEREIRA, R.R. A Análise Custo-Efetividade na Gestão Econômica do Meio Ambiente.
Brasília: UnB. Dissertação de Mestrado. 119 p. Disponível em
//www.unb.br/face/eco/ceema/mestradodissertacoes.html Acessado em 30 de novembro
de 2007.
PINDYCK, R.S.; RUBINFELD, D.L.2002. Microeconomia. São Paulo: Prentice Hall. 5° ed.
REEVES, E.; THYRUCHELVAM, M.; BAQQS, R.B.; CORY-SLECHTA, D.A. 2003. Interactions of
paraquat and triadimefon: behavioral and neurochemical effects. Neurotoxycology,24:839-850.
REIS, A.; RIBEIRO, F.H.S.; MIZUBUTI, E.S.G. 2006. Caracterização de isolados de Phytophtora
infestans do Distrito Federal e de Goiás. Fitopatologia Brasileira, 31: 270-276.
ROBBERSTAD, B.; STRAND, T.; BLACK, R.E.; SOMMERFELT, H. 2004. Cost-effectiveness
analysis of zinc as adjunct therapy for accute childhood diarrhoea in developing countries.
Bulletin of the World Health Organization, 82: 523-531.
SANTOS, D.G. 2000. A cobrança pelo uso da água. Brasília: UnB. Dissertação de Mestrado.
105 p. Disponível em //www.unb.br/face/eco/ceema/mestradodissertacoes.html
Acessado em 26 de novembro de 2007.
SCHELEINIGER, R. 1999. Comprehensive cost-effectiveness analysis of measures to reduce
nitrogen emissions in Switzerland. Ecological Economics, 30:147-159.
SCHÖNBÄCK, W.; BEHRENDT, H; FRÖSCHL, L.; MANEA, D.; PIERRARD, R.; QUENDLER, E.
2006. Cost-effectiveness of measures in agriculture to reduce the nitrogen load flowing via
the Danube River into the Black Sea – A comparison of Austria, Hungary and Romania.
Jahrbuch der Österreichischen Gesellschaft für Agrarökonomie, 15: 65-75. Disponível
em //oega.boku.ac.at/fileadmin/user_upload/Tagung/2005/05_Schoenbaeck.pdf
Acessado em 13 de novembro de 2007.
SECOLI, S. R.; PADILHA, K. G.; LITVOC, J.; MAEDA, S.T. 2005. Farmacoeconomia: perspectiva
emergente no processo de tomada de decisão. Ciência e Saúde Coletiva, vol.10 suppl,
p.287-296.
SERPRO. 2004. Água: Acompanhe consumo de água de uma família durante um dia e saiba
como ajudar o planeta. Disponível em
//www.serpro.gov.br/noticiasSERPRO/20040624_04 Consultado em 24 de outubro de
2007.
SILVA, L. K. 2003. Avaliação tecnológica e análise custo-efetividade em saúde: a incorporação
de tecnologias e a produção de diretrizes clínicas para o SUS. Ciência & Saúde Coletiva,
2:501-520.
SILVA, W.L.C.; GIORDANO, L.B.; SILVA, J.B.C.; MAROUELLI, W.A. 2001. Weeds and plant
diseases in crop rotation systems for processing tomatoes under center pivot in Central
Brazil. Acta Horticulturae, 542:297-302.
SOHNGEN, B.; SEDJO, R. 2006. Carbon sequestration in global forest under different carbon
price regimes. The Energy Journal, Special Issue #3: 109-126.
SOUZA, A.T. 2006. Tomate - Produção de tomate será menor na safra 2006/07. Disponível
em //cepa.epagri.sc.gov.br/Infconj/textos06/ITomate/ITomate1812.htm Acessado em 23
de novembro de 2007.
STEVENS, W.; WISEMAN, V.; ORTIZ, J.; CHAVASSE,D. 2005. The costs and effects of a
nationwide insecticide-treated net programme: the case of Malawi. Malaria Journal, 4:22 [on
line]. Disponível em //creativecommons.org/licences/by/2.0 Acessado em 20 de
novembro de 2007.
TANS-KERSTEN, J.; HUANG, H.; ALLEN, C. 2001. Ralstonia solonacearum needs motility for
invasive virulence on tomato. Journal of Bacteriology, 183-3597-3605.
THEATHER, K.; JARDINE, C.; GORMLEY, K. 2005. Behavioral and sex ratio modification of
Japanese medaka (Oryzias latipes) in response to environmentally relevant mixtures of three
pesticides. Environmental Toxicology, 20:110-117.
TIRUCHELVAN, M.; BROCKEL, B.J.; RICHFIELD, R.B. 2000. Potentiated and preferential
effects of combined paraquat and maneb on nigrostriatal dopamine system: environmental
risk factors for Parkinson´s Disease? Brains Research, 873:225-234.
TÖFOLI, J.F.; DOMINGUEZ, R.J.; GARCIA Jr, 0. 2003. Controle da requeima do tomateiro com
fungicidas e seus reflexos na produção. Arquivo do Instituto Biológico, 70:473-482.
TURPIN, N.; LAPLANA, R.; STRAUSS, P.; KALJONEN, N.; ZAHM, F.; BÉGUÉ, V. 2005.
Assessing the cost, effectiveness and acceptability of best management farming
practices: a pluridisciplinary approach. Rennes: INRA. 26 p. Disponível em
//w3.rennes.inra.fr/economie/pdf/WP05-02.pdf Acessado 15 de novembro de 2007.
VANLERBERGHE, V.; DIAP, G.; GUERIN, P.J.; MAHEUS, F.; GERSTL, S.; van der STUYFT, P.;
BOELAERT, M. 2007. Drug policy for visceral leishmaniosis: a cost-effectiveness analysis.
Tropical Medicine and International Health, 12:274-283.
VAN DER VEEREN, R. van der. 2005. In pursuit of optimal measures packages. Dutch
handbook on cost-effectiveness analysis for the EU Water Framework Directive.
MInisterie van Verkeer en Waterstaat. 97 p. Disponível em
//www.mra.org.mt/Downloads/Twinning%20Light%20Water/Dutch%20handbook%20on%
20cost%20effectivenes%20analysis.pdf Acessado em 15 de novembro de 2007.
VARIAN, H.R. 1994. Microeconomia. Princípios básicos. São Paulo: Editora Campus. 710 p.
VEIGA, M.M.; SIVLA,D.M.; VEIGA, L.B.E.; FARIA, M.V.C. 2006. Análise da contaminação dos
sistemas hídricos por agrotóxicos numa pequena comunidade rural do sudeste do Brasil.
Caderno de Saúde Pública, 22:2391-2399.
VILLAS BÔAS, G. L.; FRANÇA,F.H.; MACETO, N.; MOITA, A.W. 2001. Avaliação da preferência
de Bemisia argentifolii por diferentes espécies de plantas. Horticultura Brasileira, 19:130-
134.
VILLAS BÔAS, G. L.; MELO, P. E. ; CASTELO BRANCO, M. ; GIORDANO, L. B. ; MELO, W. F.
2007. Desenvolvimento de um modelo de produção integrada de tomate indústria - PITI. In:
Zambolim, L.; Lopes, C.A.; Picanço, M.C.; Costa, H. (eds). Manejo Integrado de Doenças e
Pragas. Viçosa: Universidade Federal de Viçosa/Embrapa Hortaliças, p. 349-362.
WISE, R.M.; MUSANGO, J.K. 2006. A framework for decision making using a cost-
effectiveness approach: a case study of the Ga-Selati River. London: International
Institute for Environment and Development, Department for International Development, CSIR.
28 p. Disponível em //www.iied.org/NR/forestry/documents/Ga-Selatirivercasestudy.pdf
Acessado em 15 de novembro de 2007.
WORLD BANK INSTITUTE. 2002. Overview of use of benefit-cost and cost-effectiveness
analysis for environmental management. Washington: World Bank. 18 p. URL:
//info.worldbank.org/etools/docs/library/36508/OverviewUseBenefit-CostAnalysis
andValuationTechniques.pdf Consultado em 19 de outubro de 2007.
YANES, L.; ORTIZ,D. CALDERÓN, J.; BATRS, L.; CARRIZALES, L.; MEJÍA, J.; MARTÍNEZ, L.;
GARCÍA-NIETO, E.; DÍAZ-BARRIGA, F. 2002. Overview of Human Health and chemical
mixtures: problems facing developing countries. Environmental Health Perspectives,
110:901-909.