quadro comum das c a custo-benefÍcio da g … · 2.2.3 a matriz 15 2.2.4 função de utilidade...

QUADRO COMUM DAS CARACTERÍSTICAS DE UMA ANÁLISE DE

CUSTO-BENEFÍCIO DA GESTÃO DOS RISCOS DE INUNDAÇÕES

Ferramenta de Apoio N.º 2: Diretriz para uma

Análise Multicritério (AMC) da Gestão dos Riscos

de Inundações (GRI)

www.floodcba.eu

"Este projeto foi financiado com o contributo do Instrumento Financeiro para a Proteção Civil da União

Europeia. Esta comunicação é da responsabilidade exclusiva do seu autor. A Comissão não pode ser

responsabilizada pela potencial utilização da informação aqui contida."

Relatório número C.4

Data de entrega 5/6/2014

Estatuto Versão 3

Autor(es) Middlesex University Flood Hazard

Research Centre

SIGMA

Consultants

http://www.floodcba.eu/

Convenção de subvenção n.º ECHO/SUB/2012/638445

2

Capítulo 1 5

Introdução 5

1.1 Termos de Referência 5

1.2 O ponto de partida 6

1.3 Objetivo e conteúdo deste relatório 8

Capítulo 2 11

A abordagem à Análise Multicritério 11

2.1 AMC: Uma análise das diferenças 11

2.2 Questões que devem ser abordadas 12

2.2.1 Critérios 12

2.2.2 Medição 13

2.2.3 A matriz 15

2.2.4 Função de utilidade multiatributo 15

2.3 Técnicas 17

2.3.1 Análise das correlações: Quais são as opções que têm um comportamento

semelhante? 17

2.3.2 Matriz 20

2.3.3 Medição 21

2.3.5 Diferença de ponderações 24

2.4 Outros princípios gerais 26

2.4.1 Excluir 26

2.4.2 Inventar novas opções 27

2.5 Um exemplo prático 27

2.6 Conclusões 29


3

Capítulo 3 32

Avaliação das perdas e dos ganhos recreativos relacionados com a gestão dos riscos

de inundações 32

3.1 Uma panorâmica geral 32

3.2 Cálculo de perdas ou ganhos recreativos 32

3.3 A abordagem e as técnicas recomendadas 33

3.4 Questões remanescentes 42

Capítulo 4 54

Avaliação dos Benefícios e Custos Ambientais 54

4.1 Uma panorâmica geral 54

4.2 O que deve ser avaliado e as exceções 55

4.3 A Diretiva-Quadro da Água (DQA): Uma consideração imperativa 56

4.3.1 Introdução 56

4.3.2 Bom Estado Ecológico (BEE) 57

4.3.3 Bom Potencial Ecológico 57

4.3.4 "Sem deterioração" 58

4.3.5 Artigo 4.7 da DQA 59

4.4 Avaliação dos impactos 60

4.4.1 Preços de Mercado 63

4.4.2 Transferência de Valor 64

4.4.3 Custos de Substituição 65

4.4.4 Disponibilidade para Pagar 65

4.4.5 Considerar custos e benefícios aos quais não tenha sido atribuído um valor

pecuniário 66

4.5 Questões remanescentes 67


4

4.6 Ensinamentos a retirar da experiência 69

Capítulo 5

Os efeitos humanos "intangíveis" das inundações 75

5.1 Os efeitos das inundações sobre a saúde 75

5.2 O risco para a vida provocado pelas inundações 76

5.2.1 Introdução 76

5.2.2 Avaliação do risco para a vida decorrente de uma inundação 79

5.2.3 A metodologia do "Risco para as pessoas" (HR Wallingford; 2003; 2005b; Defra,

2008b) 80

5.2.4 Uma abordagem baseada em "limiares" para avaliar o risco para a vida 82

5.2.5 Avaliação: perda de vidas motivada por inundações 84

Referências 98

Anexo 103

Um exemplo de AMC 103


5

Capítulo 1

Introdução

1.1 Termos de Referência

A tarefa "Ação C3" do projeto FLOOD-CBA descreve aqui a criação das

Ferramentas de Apoio necessárias para facilitar a conceção e

implementação do processo de apreciação de medidas de gestão dos

riscos de inundações. Serão compilados dois conjuntos distintos de

Diretrizes, para posterior publicação. A primeira Diretriz refere-se à

implementação de uma Análise de Custo-Benefício, enquanto a segunda

lidará com outros métodos de avaliação.

A Diretriz relativa à Análise de Custo-Benefício fornece um comentário

passo-a-passo em forma de "guia prático", incidindo sobre os vários itens

que devem ser avaliados no contexto de uma análise de custo-benefício.

Usa a terminologia comum adotada no decurso da Ação C.1 e fornece

ligações à plataforma da base de conhecimentos FLOOD-CBA, onde se

pode obter mais pormenores ou consultar estudos em áreas em que a

avaliação não é simples e ainda não se alcançou um consenso.

A segunda Diretriz (este documento) envolve a apresentação de métodos

de avaliação diferentes dos utilizados numa Análise de Custo-Benefício

clássica. Estas abordagens (por exemplo, a Análise Multicritério (AMC)) são

particularmente relevantes em casos em que os efeitos das diferentes

opções possam ser avaliados, mas quando é difícil atribuir-lhes um valor

pecuniário. Estas técnicas também podem ser aplicadas em casos em que


6

apenas se consiga atribuir um valor pecuniário a parte dos benefícios de

uma medida de prevenção de inundações, ou que assim possa ser

acordado, e relativamente às quais se espera que os efeitos não-

pecuniários sejam significativos para os resultados da análise. As

considerações relativas ao custo-benefício podem ser incluídas como um

critério (se bem que muito importante) da Análise Multicritério, mas podem

também ser complementadas por outros fatores não-pecuniários.

Os resultados esperados desta tarefa (e deste relatório como parte da

tarefa) foram definidos como "O desenvolvimento de ferramentas úteis que

possam servir de referências fiáveis e integradas para os decisores políticos

no quadro da avaliação das medidas de prevenção de inundações."

1.2 O ponto de partida

A Análise Multicritério (AMC) assume um ponto de partida diferente da

Análise Custo-Benefício (ACB) para a identificação da melhor medida de

entre as várias disponíveis em termos da gestão dos riscos de inundações

(GRI). Numa ACB, o objetivo das ferramentas é determinar qual das opções

é a solução ótima. Numa AMC, o objetivo das ferramentas é identificar

quais as necessidades que têm de ser pensadas, discutidas e negociadas.

A expectativa não é encontrar uma solução ótima, mas sim uma solução

que seja consensual, dadas as circunstâncias. Existem diversas técnicas

estatísticas e não só que nos podem auxiliar neste "processo de reflexão" e

que serão discutidas abaixo.

O ponto de partida para a AMC é:


7

Há vários stakeholders formais e informais envolvidos no processo,

tendo cada um objetivos e interesses múltiplos e diferenciados

(Green & Penning-Roswell, 2010);

Em vez de saber de antemão as concessões que está preparado

para fazer, cada interveniente tem de descobrir, no decorrer do

processo da AMC, quais são essas concessões que está

preparado para fazer;

Em vez de existir uma solução "ótima" tecnicamente determinável,

a decisão relativamente à intervenção na gestão dos riscos de

inundações é alcançada através de um processo de discussão,

debate e negociação. Os vários stakeholders têm de decidir o que

vão escolher; o objetivo da AMC é apoiá-los para que consigam

fazer uma escolha informada;

Quando uma decisão terá consequências que possivelmente se

refletirão ao longo de 100 anos, como acontece com muitas

decisões relacionadas com a GRI, as previsões dessas

consequências são inerentemente incertas.

A abordagem básica da AMC consiste em desenvolver alguns critérios que

servirão de base para escolher entre as opções e depois atribuir uma

pontuação a cada uma das opções segundo cada um dos critérios

(Edwards & Newman, 1982; Green, 2003). Os critérios geralmente não se

propiciam a uma quantificação monetária, sendo que alguns podem ser

critérios económicos e outros não (ver na Figura 1.1 uma tipologia destas

questões).

Aos critérios são atribuídas ponderações que refletem a sua importância

relativa e essas ponderações são padronizadas de modo a que os seus

valores se situem entre 0 e 1. A matriz resultante da pontuação das opções


8

e dos critérios ponderados constituirá então o ponto de partida para o que

será um processo de aprendizagem iterativo, no qual serão exploradas as

consequências da adoção das diferentes opções.

1.3 Objetivo e conteúdo deste relatório

Este relatório contém três tipos de materiais:

Em primeiro lugar, o Capítulo 2 fornece conhecimentos

aprofundados sobre a AMC, bem como algumas técnicas

estatísticas através das quais pode ser aplicada na sua conceção

clássica.

Em segundo lugar, os Capítulos 3 e 4, por outro lado, fornecem

informações e orientações que podem ser usadas para atribuir um

valor pecuniário aos benefícios (ou custos) das intervenções de

GRI em áreas (lazer; ambiente) nas quais esse processo é difícil e

pode ser necessário abandonar a contabilização financeira a favor

da abordagem "estatística" defendida no Capítulo 2. Relativamente

a ambos os tipos de materiais, existem algumas ressalvas quanto

à forma como são usados.

Em terceiro lugar, o Capítulo 5 apresenta abordagens semi-

qualitativas para a avaliação dos efeitos humanos "intangíveis" das

inundações e dos planos de mitigação das inundações que serão

usados nas avaliações no âmbito da AMC.


9

A abordagem descrita no Capítulo 2 deriva dos trabalhos de Hammond

(1978) e Edwards & Newman (1982) na medida em que permite o

envolvimento dos vários stakeholders no processo. Para a contextualizar,

em Green (2003) é apresentado um pequeno resumo da utilização da AMC

na GRI. Existe uma abordagem alternativa à AMC que adota uma

abordagem de otimização matemática (por exemplo, Ishizaka & Nemery

2013). Gostaríamos de deixar aqui uma mensagem relativa ao Capítulo 2:

esta última abordagem de otimização matemática não é adequada no

contexto do envolvimento dos vários stakeholders, já que, provavelmente,

irá gerar mais confusão do que clareza e, portanto, geralmente deve ser

evitada.


10

Figura 1.1 Exemplos de danos económicos e não-económicos,

materiais e não-materiais (segundo Morrissey & Oliver-Smith, 2013)

Redução da produção nacional

(PIB)

Rendimento perdido

Perda de produtividade, de

empregos nos sectores

Oportunidades de subsistência

perdidas

Perda de produtividade económica

nos setores

Perda de paisagens culturalmente

importantes

Destruição de habitats

Perda de biodiversidade

Destruição de sítios culturais

Perda de bens segurados ou não

Produção agrícola reduzida

Perda de terrenos produtivos

Perda de infraestruturas

Perda de identidade e capacidade de

resolver problemas coletivamente

Perda de conhecimento / modos de

pensar parte de sistemas de

subsistência perdidos

Abandono do território

Declínio do conhecimento (indígena)

Coesão social, sociedade com

funcionamento pacífico

Materiais

Não-materiais

Não-económicas Económicas

Perda de

vidas

Impactos

negativos

na saúde


11

Capítulo 2

A abordagem à Análise Multicritério

2.1 AMC: Uma análise das diferenças

Aquilo que a AMC procura é fornecer um enquadramento no qual cada um

dos stakeholders possa explorar as implicações da adoção de diferentes

medidas, decidir as concessões que está preparado para fazer e debater

com os vários intervenientes qual será a melhor medida de entre as que

tem à sua disposição. Este processo implica concentrar as atenções nas

diferenças fundamentais: quais são as questões ou os fatores que

diferenciam uma medida e que a tornam preferível a qualquer das outras

potenciais medidas? Por este motivo, as semelhanças são irrelevantes para

a decisão e as diferenças que não influenciam a preferência relativamente à

classificação das opções podem ser ignoradas.

Uma potencial diferença fundamental reside no desempenho das opções

relativamente aos critérios individuais; porém, dada a existência de

múltiplos critérios, o fator determinante para a decisão irá provavelmente

ser a importância relativa a ponderação atribuída a cada um dos

critérios. Os diferentes stakeholders, por seu turno, irão provavelmente

atribuir ponderações diferentes à satisfação dos diferentes critérios. A

escolha da medida a adotar seria óbvia se uma das opções fosse superior a

todas as outras independentemente da ponderação atribuída aos diferentes

critérios. Nesse caso, todos os stakeholders estariam de acordo

relativamente à opção a adotar. No entanto, a escolha torna-se difícil


12

quando a importância relativa dada aos diferentes critérios determina qual

das opções se sugere que seja preferível a todas as outras.

Quando comparada com a ACB, a AMC sacrifica o rigor e fá-lo para avaliar

as questões derivadas do seu ponto de partida. Por exemplo, quando as

consequências de uma medida ocorrem em momentos futuros diferentes ou

quando variam ao longo do tempo, qualquer comparação entre as opções

envolve necessariamente a ponderação das consequências no momento

em que ocorrem. Na ACB, a aplicação de uma taxa de desconto, apesar

das fraquezas e limitações conhecidas, fornece um meio rigoroso para

compararmos as consequências que diferem em termos do momento em

que ocorrem. Na AMC não existe um enquadramento rigoroso idêntico.

Porém, a AMC consegue transformar em virtude esta falta de rigor, na

medida em que permite a exploração de perguntas do tipo "E se...?"

2.2 Questões que devem ser abordadas

A maior parte das técnicas usadas numa AMC trata as decisões como um

processo de aprendizagem através do qual as questões são exploradas;

enquanto processo de aprendizagem é iterativo. Paramos, então, quando

temos a certeza de que uma opção será preferível a todas as outras e a

maioria dos stakeholders concorda que assim seja.

2.2.1 Critérios

Os stakeholders envolvidos terão de gerar um conjunto inicial de critérios

que, mais tarde, será aperfeiçoado durante o processo da AMC. É melhor

começar com demasiados critérios, sendo abrangente, do que com critérios

a menos.


13

Quaisquer critérios que não sirvam para discriminar as opções podem ser

removidos no decurso da análise. Em particular, pode ser útil separar as

consequências "desejáveis" e "indesejáveis" do mesmo tipo. Por exemplo,

definir um critério separado para consequências ambientais positivas e

outro para consequências indesejáveis. Particularmente junto à costa, há,

muitas vezes, a necessidade de se chegar a uma solução de compromisso

ambiental no momento da decisão da melhor medida a adotar. Junto à

costa, a evacuação planeada como medida de GRI poderá prevenir a perda

de lodaçais e zonas húmidas costeiras, mas às expensas da perda de

habitats por detrás da linha de defesa contra inundações existente.

O primeiro risco derivado de ter muitos critérios é o da dupla contagem:

podemos ter mais do que um critério para medir a mesma coisa. O segundo

prende-se com o facto de os seres humanos terem uma limitação

relativamente ao número de fatores que conseguem ter em consideração

em simultâneo; num artigo clássico, G. A. Miller (1956) demonstrou que a

maior parte das pessoas não consegue lidar com mais do que sete. Um

objetivo das ferramentas estatísticas usadas na AMC (ver abaixo) é lidar

com estes problemas, eliminando os critérios que duplicam outros critérios.

2.2.2 Medição

Existem três níveis básicos de medição representados por escalas de

medida "ordinais", "por intervalos" e "por rácios". Muitas vezes, a pontuação

das opções relativamente aos diferentes critérios não ficará, provavelmente,

a mais do que uma escala de intervalo ou medida e algumas ficarão apenas

a um nível ordinal. Isto significa que a multiplicação produzirá resultados

matematicamente irrelevante (Stevens, 1946). No caso de um nível ordinal,

a adição ou a subtração também produzirão resultados matematicamente


14

irrelevantes. Por isso, a prática tentadora de multiplicar a pontuação de uma

opção relativamente a um critério pela ponderação atribuída ao critério, e

somar os resultados, irá frequentemente produzir resultados irrelevantes.

Na prática, provavelmente será melhor evitar tentar alcançar mais do que

uma escala ordinal, uma na qual os números simplesmente mostrem se um

impacto é maior ou menor do que os outros, já que fazer mais e empregar

escalas de intervalo implica a definição de um ponto zero. Procurar definir

um ponto zero cria muitos problemas e podemos ter pouco a ganhar se

tentarmos abordá-los adequadamente. É pouco provável que seja possível

obter escalas de rácio que permitiriam a multiplicação.

Quando se considera a medição, importa salientar as diferenças entre

economics (aspetos económicos) e economy (economia). Os economistas

não definem "economics" como o estudo da economia1, mas sim como o

estudo do comportamento humano; porém, alguns dos stakeholders podem

esperar que os economistas sejam capazes de prever as consequências

das diferentes opções para a economia em termos de crescimento,

emprego, rendimentos reais e assim por diante. Noutras áreas, "economics"

consegue oferecer uma forma de atribuir valores pecuniários a algumas

consequências, mas cabe aos stakeholders determinar em que casos isso

os poderá ajudar. Será útil apenas se existir um consenso básico nesse

caso, muitas vezes relacionado com pormenores e não apenas com

1 Uma definição muito usada de "economics" é a dada por Samuelson (1970): "O estudo da forma como o Homem e a sociedade acabam por escolher, com ou sem a utilização do dinheiro, empregar recursos produtivos escassos que podiam ter usos alternativos para a produção de vários bens e para os distribuir para que fossem consumidos, agora ou no futuro, pelas várias pessoas e pelos vários grupos da sociedade." Uma definição curta é: "a aplicação da razão à escolha".


15

princípios. Por exemplo, se a opção que está a ser considerada envolver a

perda de um ecossistema de terras áridas talvez devido à criação de

uma área de inundação mas o ganho de uma zona húmida

potencialmente valiosa, provavelmente não será muito útil começar por

tentar atribuir valores pecuniários a cada uma delas. A regra geral é: não

se força a avaliação financeira de um bem ou de uma dano se isso não

ajuda a aumentar o conhecimento e a partilhar esse conhecimento.

2.2.3 A matriz

O produto inicial de uma AMC é uma grande matriz de pontuações para

cada opção relativamente a cada um dos critérios (ver acima). Porém,

muitas vezes, essa matriz resulta num conjunto de dados demasiado

grande para ser inteligível. As questões fundamentais que determinam a

escolha têm de ser "retiradas" desses dados. De entre as duas abordagens

possíveis à escolha, o crivo remove as irrelevantes, que deixam de ser tidas

em consideração, sendo preferível. Ao fazer uma escolha, finalmente, só

temos de eleger uma única opção como sendo preferível a todas as outras.

A classificação por ordem de preferência entre as restantes opções é,

então, irrelevante. Por conseguinte, o primeiro princípio é livrarmo-nos do

que é irrelevante de modo a identificarmos o que é importante e carece da

nossa atenção.

2.2.4 Função de utilidade multiatributo

A suposição negligente quando se está perante vários critérios diferentes é

multiplicar a pontuação de cada opção relativamente a um critério pela

ponderação atribuída a esse critério e depois somar os resultados (isto


16

também é matematicamente inválido a não ser que todas sejam medidas

por uma escala de rácios.)

Tecnicamente, isto é uma Função de Utilidade Multiatributo. É uma forma

de um grupo de funções designadas por Compensatórias; assim, se uma

opção tiver um desempenho particularmente mau relativamente a um

critério, mas bom relativamente a todos os restantes, globalmente terá uma

pontuação relativamente boa. Isto pode levar a decisões muito más! Formas

não-compensatórias deste tipo de análise definem padrões mínimos de

aprovação/rejeição para evitar tais decisões.

No início da análise, a forma efetiva das relações entre as quantidades de

algum bem e a "conveniência" dessas quantidades, a função de utilidade

para cada bem ou atributo, não será conhecida. Mais especificamente, a

forma como o indivíduo combina as funções de utilidade dos muitos bens ou

atributos diferentes, a Função de Utilidade Multiatributo, não é conhecida.

Consequentemente, não se saberá se todos partilham a mesma forma

funcional. Portanto, as duas questões são:

A forma funcional faz diferença para a identificação da melhor

opção? E,

Consequentemente, o facto de os stakeholders não estarem de

acordo é relevante?


17

2.3 Técnicas

2.3.1 Análise das correlações: Quais são as opções que têm um

comportamento semelhante?

Se fizermos uma simples análise das correlações entre as pontuações das

opções relativamente aos critérios e, inversamente, dos critérios

relativamente às opções, ficaremos a conhecer quais as opções que têm

um desempenho semelhante e, em segundo lugar, quais são os critérios

relativamente aos quais as opções têm um desempenho semelhante. A

segunda análise provavelmente irá ajudar a eliminar alguns dos critérios, se

a correlação entre eles for forte.

A conversão da matriz de correlações para um diagrama de relações

mostra onde se encontram estas correlações fortes. Se dois ou mais

critérios estão fortemente correlacionados, a questão que tem de ser

colocada é: serão simplesmente duas medições da mesma coisa? Serão

aspetos diferentes de algum critério comum subjacente? Ou, mostrará algo

acerca da natureza das opções?

Na Figura 2.1, as linhas pretas mostram as correlações positivas mais fortes

e as linhas vermelhas mostram as correlações negativas mais fortes entre

os critérios para um conjunto hipotético de dados. Para encontrarmos

instâncias que merecem mais atenção, o procedimento implica procurarmos

triângulos de critérios correlacionados, dentro dos quais existam

correlações fortes e consistentes (utilizando as regras básicas de + com + =

+, - com - = +, e - com + = -). Por exemplo, existem triângulos dessa

natureza entre risco para a vida, custos de investimento e outros benefícios;

entre fiabilidade, outros benefícios e danos por inundações; entre risco para


18

a vida, custos de investimento e outros benefícios; e entre custos de

investimento, impacto local e outros benefícios. A primeira das relações

pode ser interpretada como dizendo algo acerca da natureza das opções

que estão a ser consideradas e em nenhum dos casos há evidência de

dupla contagem de um ou mais critérios.

Figura 2.1

Foi criado o seguinte exemplo de um diagrama de relações, definindo as

pontuações de cada opção relativamente a um critério através de uma

equação de regressão das pontuações relativamente a um ou mais critérios

e que, assim, inclui vários exemplos de duplicação.

feasibility

risk to lifefailuremode

reliability

local impact

+ envro impact

- neg enviro impact

b/r ratio

O & M costs

capital costs

otherbenefits

flood losses


19

Figura 2.2

Na Figura 2.2, há nove triângulos consistentes.

1. risco para a vida, casos de falha, custos de investimento

2. risco para a vida, casos de falha, rácio c/b

3. risco para a vida, casos de falha, outros benefícios

4. casos de falha, custos de investimento, outros benefícios

5. fiabilidade, outros benefícios, danos por inundações

6. fiabilidade, danos por inundações, -ve consequências ambientais

7. fiabilidade, danos por inundações, +ve consequências ambientais

8. fiabilidade, -ve consequências ambientais, +ve consequências

ambientais


20

9. -ve consequências ambientais, danos por inundações, +ve

consequências ambientais

A figura revela, a título de exemplo, que as pontuações do risco para a vida

foram simplesmente criadas como uma função das atribuídas aos casos de

falha e as pontuações para as consequências ambientais negativas foram

derivadas como sendo a negativa das consequências ambientais positivas.

O que a figura não mostra é que as pontuações para o rácio c/b foram, tal

como seria de esperar, criadas como uma função dos quatro fluxos de

custos e benefícios. Em princípio, isto seria uma duplicação da contagem e

teríamos então de excluir o rácio c/b como critério, uma vez que é

simplesmente uma estatística sumativa e algo limitada, na medida em que

os stakeholders poderão querer considerar as implicações dos variados

custos de O & M e dos custos de investimentos em relação ao orçamento

disponível.

2.3.2 Matriz

As matrizes de pontuações relativamente aos critérios são geralmente

demasiado grandes para serem úteis. Os gráficos são uma forma muito

eficaz de retirar informação da massa de dados já que salientam

imediatamente as diferenças, incluindo as mudanças, e exibem padrões. A

análise deverá utilizar o máximo possível as diferentes formas de técnicas

de gráficos. Os mais simples são os gráficos de dispersão, de barras e de

setores. Por exemplo, o diagrama de relações acima revela mais do que a

matriz de correlações original. Um gráfico de setores com as ponderações

atribuídas a cada critério é uma forma rápida de ver a qual dos critérios foi

atribuída a maior ponderação.


21

2.3.3 Medição

As pontuações obtidas pelas diferentes opções relativamente aos critérios

devem inicialmente ser convertidas em pontuações ordinais numa

classificação. O primeiro passo é, portanto, traçar o desvio padrão da

ordenação relativamente à ordenação média de cada opção. Num caso

extremo, o desvio padrão para cada opção seria zero; cada opção teria a

mesma ordenação relativamente a cada critério, por isso as opções ficariam

completamente ordenadas ao longo do eixo x. Nesse caso, a escolha seria

óbvia. No outro caso extremo, cada opção teria a mesma ordenação média

e um grande desvio padrão. Nesse caso, a única base potencial para

escolhermos entre as opções seria feita na base das ponderações dadas

aos diferentes critérios e da forma funcional adotada para a função de

utilidade.

Em termos mais realistas, o resultado habitual é uma dispersão com a

forma de "uma colina" da pontuação média de cada opção relativamente ao

desvio padrão daquela média. Nos dois extremos, ficam opções com uma

boa ou uma má pontuação em todos os critérios (e, portanto, que terão um

desvio padrão baixo). No meio, ficam aquelas opções que têm um

desempenho medíocre relativamente a todos os critérios (e que, portanto,

têm um desvio padrão baixo) e aquelas que têm uma boa pontuação

relativamente a alguns critérios, mas má relativamente a outros (e que,

portanto, também têm um desvio padrão elevado). Destes quatro grupos, a

lógica dita que devemos descartar o segundo grupo as opções com um

desempenho uniformemente mau e o terceiro grupo aquelas que

são simplesmente medíocres. O primeiro grupo é promissor e merece uma

análise mais aprofundada. No segundo grupo, as opções que têm uma

pontuação elevada relativamente a critérios importantes não deveriam ser


22

prematuramente descartadas. No exemplo hipotético, as opções acima e à

direita da linha vermelha parecem ser as mais promissoras, enquanto que

as que ficam abaixo da linha vermelha, ao centro, podem ser colocadas

num lado. As duas opções acima e à esquerda da linha azul parecem ser as

mais promissoras para uma análise mais aprofundada.

Figura 2.3

Uma vez que esta técnica examina apenas as pontuações relativamente a

critérios individuais, não tem em consideração as ponderações dadas aos

diferentes critérios, nem as possíveis combinações entre eles. As questões

relacionadas com as ponderações atribuídas aos critérios e com a forma da

função de utilidade multiatributo, por conseguinte, carecem de mais

investigação.

O que este exemplo também mostra é que não há uma opção nitidamente

melhor a maior pontuação média da classificação é acima de três e os

desvios padrões das outras opções também são exceto no caso das

desvio padrão da posição em relação à posição média


23

opções que têm um desempenho globalmente medíocre - bastante altas.

Por conseguinte, se há muito poucas opções, então (a) devemos considerar

uma má prática começar apenas com algumas opções e (b) assim que

forem reduzidas para poucas, um gráfico com a ordenação das opções

relativamente aos critérios mostra relativamente a que critérios cada opção

teve um melhor desempenho.

2.3.4 Funções utilidade multiatributo

Uma vez que, inicialmente, não sabemos qual é a forma da Função de

Utilidade Multiatributo de determinado indivíduo e não sabemos se todos

têm uma função com a mesma forma, a abordagem lógica é ver se isso

teria alguma influência na escolha da opção preferencial. Uma forma

simples de testar isso mesmo é desenhar o produto de uma função de

utilidade multiplicativa linear em relação a uma função multiplicativa, como

se pode ver na figura abaixo (Figura 2.4), para ver quais as opções que

obtêm as maiores pontuações em cada uma delas.

Se a mesma opção tem o melhor desempenho em ambas as formas, então

não temos de nos preocupar com a forma adequada da função. Se a

classificação das opções principais for bastante diferente para ambas as

funções, então a forma funcional é importante e terá de ser mais explorada.

Devemos fazer isto principalmente para ver se alguns stakeholders

pretendem adotar uma forma da função de utilidade não-compensatória (ver

acima). Uma das discussões que teremos de ter pode, então, estar

relacionada com a forma da função de utilidade multiatributo que deverá ser

adotada.


24

Figura 2.4

2.3.5 Diferença de ponderações

Há duas diferenças que é importante determinarmos se têm relevância em

termos da opção a ser escolhida ou não:

Diferenças nas ponderações que são dadas aos diferentes

critérios.

Diferenças entre stakeholders relativamente às ponderações que

atribuem aos diferentes critérios.

Por conseguinte, uma técnica útil, ainda usando as classificações, será

calcularmos uma pontuação agregada ponderando primeiro a pontuação de

cada opção relativamente a cada critério e depois combinar essas

pontuações ponderadas tanto com uma função aditiva como também com

uma função multiplicativa. O resultado irá indicar quais os critérios que

devem ser discutidos pela sua importância.

0.00

5.00

10.00

15.00

20.00

25.00

30.00

0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00

mu

ltip

licati

ve s

co

re

additive score

f lood warning

f lood storage

classificação aditiva

clas

sifi

caçã

o m

ult

iplic

ativ

a

armazenamento

das águas

aviso de

inundação


25

Três técnicas simples (Janssen et al., 2005) adicionais são:

1. Um de cada vez, estabelecer a ponderação de um critério num

dado tempo em zero e olhar para a classificação por ordem de

preferência que daí resultar entre as principais concorrentes como

sendo a opção preferencial.

2. Inversamente, fazer o mesmo mas estabelecer o peso de um

critério a dada altura em 1.0 (e, por conseguinte, todos os outros

em zero).

3. Pegue nas principais concorrentes e olhe para o valor de alteração

da ponderação de critérios que irá alterar a classificação por ordem

de preferência: quanto é que a ponderação tem de ser alterada

para mudar a classificação por ordem de preferência.

No conjunto de dados hipotéticos, o seguinte diagrama (Figura 2.5) mostra

o resultado se a ponderação dada ao critério do risco para a vida for zero

(estamos a usar dez critérios, cada um representado por uma cor diferente).

Tal como anteriormente, quanto mais fácil for alterar a classificação por

ordem de preferência, alterando as ponderações, tanto maior será a

necessidade de debater e discutir os critérios aos quais deverá ser dada

importância.


26

Figura 2.5

2.4 Outros princípios gerais

2.4.1 Excluir

Escolher entre as várias opções implica apenas decidir qual a opção que

deverá ser preferível a todas as outras. Se a opção A for seguramente

preferível a todas as outras, é irrelevante se a opção C deverá ser preferível

à Z.

Por isso, peneirar sucessivamente as opções é uma abordagem para fazer

uma escolha, particularmente nas fases iniciais. O caso mais óbvio para a

0.00

0.50

1.00

1.50

2.00

2.50

3.00

3.50

4.00

4.50

5.00

weig

hed

sco

re

option

po

ntu

ação

po

nd

era

da

opção

base de referência manter e reparar controlo da fonte armazenamento

nível de proteção mais baixo transferência de propriedade separar as inundações dos usos do solo

aviso de inundação

construção à prova de inundações


27

remoção de uma opção é quando essa é dominada por outra; outra opção

tem um melhor desempenho relativamente a todos os critérios quando

comparada com a opção que estamos a considerar. Uma forma simples de

descobrir se alguma das opções é dominada por outra opção é usar o teste

estatístico de tau de Kendall (Conover, 1980). Este é um teste para

determinar se uma opção fica sempre melhor posicionada na ordenação do

que outra. Se assim for, então não há qualquer razão para continuar a

considerar a segunda opção. Porém, este teste, provavelmente, não irá

remover mais do que uma ou duas opções.

2.4.2 Inventar novas opções

Uma boa forma de resolver um conflito ou um desacordo entre os

stakeholders é criar uma nova opção, quer seja uma opção totalmente

nova, quer seja uma combinação de duas ou mais opções já existentes,

criando uma combinação que reúna o melhor de cada uma. Não existe uma

técnica específica para fazer isso, mas seria paradoxal assumir que todas

as opções tinham sido identificadas antes de se pensar na decisão. No

exemplo usado acima como ilustração, poderia valer a pena considerar uma

opção que combinasse o armazenamento de alimentos e um alerta de

cheias.

2.5 Um exemplo prático

Na Hungria, as planícies aluviais dos rios Danúbio e Tisza são protegidas

por 151 pólderes rodeados por diques. O Governo da Hungria (GoH)

encomendou um estudo para determinar quais eram as prioridades para

reabilitar os diques que protegiam cada um desses pólderes (Evans et al.,

2000). O GoH não quis tomar essa decisão baseando-se apenas nos


28

resultados da análise de custo-benefício que fazia parte do estudo, mas

quis também considerar uma série de outros fatores, tais como o risco para

a vida.

A técnica de desenhar o desvio padrão das posições na ordenação contra a

classificação média para cada pólder foi usada para juntar os pólderes em

quatro grupos: os dois extremos (pólderes que tinham um bom desempenho

relativamente a todos os critérios e aqueles que tinham um mau

desempenho relativamente a todos os critérios); um grupo do meio

daqueles que eram uniformemente medíocres relativamente a todos os

critérios; e o grupo de opções que tinham um bom desempenho

relativamente a alguns critérios e mau relativamente a outros. Isto evitou os

problemas de se ter de selecionar ponderações e uma função de utilidade

multiatributo.

Na prática, o GoH concluiu que não dispunha dos fundos necessários para

sequer levar a cabo as obras necessárias em todos os pólderes que

compunham o primeiro grupo. Em resumo, as decisões são difíceis;

podemos tentar clarificar os assuntos, mas as decisões, em última

instância, geralmente envolvem juízos de valor morais ou éticos (Hammond,

1978). Por conseguinte, geralmente serão sempre difíceis ― e talvez assim

devam continuar a ser por essas mesmas razões. A boa notícia

relativamente a esta técnica é que mostra que alguns pólderes - o extremo

inferior - na verdade, não careciam de qualquer decisão. E o grupo

medíocre também não carecia de mais atenção. Por sua vez, dados os

recursos limitados, talvez fosse mais sensato começarmos pelos pólderes

no canto inferior esquerdo (no diagrama) e trabalharmos até esgotarmos os

recursos para levar a cabo as obras de reabilitação necessárias.


29

Figura 2.6

2.6 Conclusões

A ACB e a AMC devem ser vistas como análises complementares e não

concorrentes. A AMC é dispendiosa em termos de tempo e de recursos,

uma vez que é um processo, mais do que uma ferramenta. Pelo contrário, a

ACB não necessita de muitos recursos, nem de muito tempo, porque

assume que há um consenso subjacente relativamente ao que todos

desvio padrão vs. posição média


30

querem e que os stakeholders estão cientes das concessões que estão

dispostos a fazer antes de chegarem a uma decisão.

A ACB é, portanto, uma forma boa para agilizar a tomada de decisões

acerca do que é relativamente pouco importante de modo a libertar tempo e

recursos para nos concentrarmos nas decisões importantes ou

controversas. Quando não há acordo relativamente às concessões que têm

de ser feitas ou quando uma decisão envolve definir prioridades pela

primeira vez, a AMC é a ferramenta adequada.

Em qualquer dos casos, quatro pontos que, geralmente, têm de ser

reconhecidos são, em primeiro lugar, que os números são um meio muito

útil para resumir o entendimento, mas é o entendimento que é essencial,

caso contrário, os números não significam nada. Uma caça aos números

não deve, portanto, ser levada a cabo às expensas do entendimento. Por

sua vez, em segundo lugar, é melhor estarmos aproximadamente certos do

que precisamente errados, por isso a precisão deve ser sacrificada em prol

da relevância. Em terceiro lugar, por vezes, defende-se de que se não se

atribuir um valor pecuniário a alguma consequência, então essa

consequência será ignorada no processo de decisão. A resposta aqui é que

é necessário mudar o processo de decisão deficiente de modo a que passe

a incluir o que é importante e significativo e não inclua apenas aquilo que é

mais fácil de medir. Por fim, algumas decisões são verdadeiramente

marginais; na verdade, há casos em que não há uma diferença significativa

entre duas ou mais medidas possíveis.

Em todos os casos, nenhuma técnica pode ou deve implicar que uma opção

seja preferida a todas as outras quando não há qualquer base

fundamentada para fazer essa distinção. No caso mais difícil, metade da


31

população tem uma forte preferência por uma opção e a outra metade tem

uma forte preferência por outra opção. Nesses casos, em última instância,

temos de confiar na equidade processual do processo de tomada de

decisão para determinar a sua legitimidade (Lind & Tyler, 1988). O

contributo que a AMC pode ter, neste caso, é fazer com que os vários

stakeholders partilhem os seus diferentes pontos de vista; continuaremos a

não estar sempre de acordo uns com os outros, mas podemos tentar

perceber por que motivo chegamos a conclusões diferentes. Devemos ter a

esperança de que todas as decisões se tornem mais fáceis de tomar, mas

se tal não acontecer, podemos melhorar a nossa capacidade de tomarmos

decisões difíceis.


32

Capítulo 3

Avaliação das perdas e dos ganhos recreativos relacionados com a gestão dos riscos de inundações

3.1 Uma panorâmica geral

Este capítulo delineia os procedimentos e as técnicas disponíveis para

avaliar os potenciais benefícios ou danos recreativos e paisagísticos

derivados da gestão dos riscos de inundações costeiras ou fluviais. O termo

"benefícios recreativos" cobre os benefícios que advêm do desfrute da

paisagem, da vida selvagem e do enquadramento natural, bem como do

gozo de atividades recreativas.

3.2 Cálculo de perdas ou ganhos recreativos

Os ganhos recreativos são calculados multiplicando o valor em euros de

uma visita para fins recreativos (normalmente um valor baixo), que se deriva

através do método da valorização contingente (MVC), pelo número de

visitas ou beneficiários (muitas vezes um número elevado). A fase crucial na

estimativa dos ganhos recreativos é geralmente o cálculo do número de

visitas ou de beneficiários.

O MVC (o método da "preferência declarada") consiste essencialmente num

inquérito por questionário no qual se pergunta diretamente aos

respondentes, através de perguntas cuidadosamente formuladas, qual o

valor que atribuem a um recurso como instalações recreativas costeiras ou

fluviais afetadas por uma inundação ou um plano de gestão dos risco das


33

inundações, ou quanto estariam dispostos a pagar (DPP) por uma alteração

na disponibilidade desse recurso.

Uma variante particular do MVC, o método do valor de usufruto por adulto

(VOE) deve ser preferido. Nesta abordagem, pede-se aos respondentes

que digam o valor que atribuem ao usufruto de um dia de visita com várias

opções em € e cêntimos ou £ e pence.

Na abordagem DPP, pergunta-se aos respondentes quanto estariam

dispostos a pagar por um bilhete de entrada ou em taxas e impostos por

uma alteração de oportunidades/valores recreativos, tais como os

fornecidos por um plano de prevenção de uma inundação costeira. As

vantagens e desvantagens de ambas as abordagens têm sido amplamente

discutidas, mas a abordagem VOE continua a ser o método recomentado e

a base para os dados-padrão aqui apresentados (para esta fundamentação,

ver Penning-Roswell et al., 2013).

3.3 A abordagem e as técnicas recomendadas

Recomenda-se um procedimento de duas fases para a avaliação dos

benefícios recreativos. O procedimento envolve:

Uma fase de estudo inicial para uma análise inicial de projetos e

para estudos estratégicos. Esta fase normalmente depende de

dados de fontes secundárias e métodos baseados em objetos

(desktop methods). A Tabela 3.1 apresenta uma série de métodos

para calcular o número de visitas. Podemos aceitar a utilização de

valores-padrão ou de dados retirados de estudos que empregaram

o MVC no Reino Unido, bem como dados sobre visitas (por


34

exemplo, Tabelas 3.2, 3.3 e 3.4). No entanto, a utilização de

valores baseados em dados de fontes secundárias e números de

visitas desta forma é uma abordagem aproximada e pode muito

bem não se adequar às muitas e variadas situações noutros

países da UE.

A fase do estudo aprofundado, que envolve métodos

pormenorizados de recolha de dados e de informação específica

do local: contagens no local de visitas/visitantes ou residentes e

um inquérito baseado no MVC específico do local para fornecerem

estimativas específicas do local relativamente ao valor de

recreação que se pode derivar das diferentes opções de planos.

Estes questionários e procedimentos de contagem são atividades

dispendiosas e morosas para implementar e gerir.

Para se tomar a decisão fundamental de proceder a um estudo de

exequibilidade pormenorizado (a segunda fase acima) ou não, recomenda-

se que seja levada a cabo alguma forma de análise de sensibilidade

utilizando combinações das estimativas adequadas mais elevadas e mais

baixas do número de visitas e o valor £/€ por visita (baseado nos dados das

Tabelas 3.2 a 3.4) para obter quatro avaliações de benefícios recreativos

anuais estimados. Depois, a diferença que as quatro estimativas tiverem

sobre o rácio geral de custo-benefício do plano pode ser considerada como

elemento de auxílio à decisão de aperfeiçoar ou não as estimativas ou

avaliações do número de visitas através da recolha de dados no local.

Em ambas as fases, a de delineação e a de estudo aprofundado, será

necessário percorrer os mesmos passos (ver abaixo), mas com diferentes

níveis de pormenor.


35

Esta é a definição da natureza da inundação costeira ou fluvial no local em

estudo e, com ela, a área geográfica afetada: o seu comprimento e a sua

largura, as suas características e o tipo de alterações às características

físicas que poderão vir a ocorrer no futuro com a opção de "Não fazer

nada".

Problemas como as inundações costeiras (muitas vezes associadas à

erosão) podem ser específicos do local ou podem afetar uma área mais

extensa. De modo semelhante, os problemas de inundações que afetem um

rio podem manifestar-se em grande parte da bacia ou podem ser

específicos do local. É essencial, desta forma, considerar os problemas e as

opções para lidar com eles num contexto mais abrangente.

Averiguar se do local tem algum uso recreativo atual ou potencial e

identificar a variedade de atividades recreativas que são, ou poderiam ser,

ali desenvolvidas. Embora as crianças possam ser utilizadores importantes

das costas e dos rios, os métodos de avaliação de benefícios aplicam-se

apenas a utilizadores ou beneficiários adultos.

Os visitantes podem ser classificados de acordo com as suas origens:

Visitantes locais. Aqueles que vivem num raio de cinco

quilómetros de um local.

Segundo Passo: Identificar os utilizadores ou beneficiários

adultos de bens recreativos e paisagísticos

Primeiro Passo: Definir o problema e os objetivos


36

Visitantes diários. Alguém que saia da sua morada permanente e

regresse no espaço de um dia.

Visitantes que pernoitam. Qualquer pessoa que fique fora de

casa durante uma ou mais noites.

As avaliações dos benefícios recreativos podem ser aprimoradas obtendo e

utilizando números de visitas separados e cálculos do valor €//£ por visita

para estas diferentes categorias de utilizadores. Uma questão fundamental

tanto dos estudos iniciais como dos aprofundados é estabelecer o nível de

utilização do local em termos do número de visitas que recebe ou do

número de pessoas que beneficiam de atividades de recreativas no local.

Recomenda-se a utilização de dois ou mais dos métodos apresentados na

Tabela 3.1 e que os métodos indiretos (itens 4-8) sejam usados apenas nas

fases iniciais do estudo.

Identificar as opções para lidar com o problema e os seus prováveis

impactos nas características físicas do local, bem como da opção de "Não

fazer nada". Assim, os benefícios recreativos podem ter os seguintes dois

componentes:

1. A prevenção de mais deterioração perdas que resultariam da opção

de "Não fazer nada".

2. O restabelecimento das condições do local, passando do estado atual

para um estado melhor ganhos. Por exemplo, a substituição de

estruturas "hard" de defesa contra inundações fluviais que chegam ao fim

Terceiro Passo: Identificar as opções


37

da sua vida útil por defesas "soft" pode aumentar o valor recreativo de um

local fluvial. A alimentação das praias para objetivos de proteção costeira

contrariando o risco de inundações pode resultar numa praia "melhor" em

termos recreativos.

Identificar os impactos que as alterações sobre o ambiente físico resultantes

das opções de "Não fazer nada" e "Fazer alguma coisa" teriam nos bens

recreativos e paisagísticos.

Este processo irá beneficiar da participação dos stakeholders nos bens

recreativos, particularmente numa fase inicial. Poderão apresentar ideias

particulares relativamente à forma como essas alterações terão impacto

sobre a fruição recreativa.

Benefícios recreativos anuais. O quinto passo envolve, em primeiro lugar,

derivar estimativas dos benefícios recreativos anuais que derivam das

opções e comparar os benefícios das várias opções.

Há dois componentes que têm de ser estimados.

1. O valor que os utilizadores ou beneficiários adultos atribuem às

alterações que poderiam advir da implementação das opções.

Estes valores serão derivados da aplicação do MVC utilizando a

abordagem VOE por visitante ou então a DPP.

Quarto Passo: Identificar os benefícios recreativos e

paisagísticos

Quinto Passo: Determinar os benefícios anuais de bens

recreativos e paisagísticos


38

2. O número anual de visitas ao local (para a abordagem VOE) ou

dos beneficiários que têm um interesse no local (para a abordagem

DPP).

Os benefícios recreativos anuais podem ser determinados como:

Benefícios anuais = € valor das opções (ganhos e/ou perdas de VOE) ou

(valorizações por DPP) * número de visitas por ano (VOE) ou número de

beneficiários/visitantes (DPP)

Equação 3.1

Quando as opções envolvem tantos ganhos quantos perdas do VOE, os

benefícios anuais devem ser calculados em separado para as perdas e

para os ganhos porque podemos ter de tratá-los de forma diferente para

a aplicação da taxa de desconto (ver Benefícios recreativos totais abaixo).

Benefícios económicos nacionais e locais substitutos. Se as alterações

efetuadas num dado local costeiro ou fluvial simplesmente transferirem o

lazer de um local para outro sem quaisquer ganhos ou perdas gerais no

valor da fruição recreativa, assim que os custos de transporte forem tidos

em consideração, então não implicarão quaisquer ganhos ou perdas

nacionais. A disponibilidade de locais substitutos deve, portanto, ser tida em

consideração na avaliação dos benefícios recreativos.

Benefícios recreativos totais. Os benefícios recreativos totais de um plano

são estimados descontando os benefícios anuais ao longo da vida do

projeto usando taxas de desconto padrão (no Reino Unido, serão as

recomendadas pelo "Livro Verde" do Tesouro (H.M. Treasury, 2003)). Serão


39

necessários cálculos separados e uma abordagem diferente quando advêm

benefícios anuais tanto dos ganhos e das perdas de VOE derivados das

opções, uma vez que os ganhos se tornam disponíveis assim que o plano

estiver completo enquanto que as perdas provavelmente só serão visíveis

apenas após alguns anos de deterioração do local.

Perdas derivadas da opção de "Não fazer nada": Abordagem VOE2

As seguintes duas equações devem usadas para calcular potenciais perdas

(ou ganhos) derivados da opção de "Não fazer nada": alguns respondentes

podem usufruir do local mais com a opção de "Não fazer nada" do que do

local atual e, portanto, podem beneficiar com isso.

Benefícios para aqueles que continuam a visitar

L1 = Eo - E¹

Equação 3.2

Benefícios para aqueles que visitariam um local alternativo com a opção

de "Não fazer nada".

L2 = (Eo - Ea) + (Ca - Co)

Equação 3.3

2 Estas equações são explicadas mais pormenorizadamente em Penning-Rowsell et

al. (2013).


40

onde:

L é o benefício por pessoa (nos casos 1 e 2)

Eo é o valor de fruição da visita hoje/de uma visita nas condições atuais

E¹ é o valor de uma visita com a opção de "Não fazer nada"

Ea é o valor de uma visita a um local alternativo com a opção de "Não fazer

nada"

Co é o custo incorrido numa visita ao local atual

Ca é o custo incorrido numa visita a um local alternativo com a opção de

"Não fazer nada". A diferença entre Co

e Ca é derivada de uma pergunta do questionário.

Ganhos derivados das fórmulas da opção de "Fazer alguma coisa":

Abordagem VOE Devemos usar duas equações semelhantes para calcular

os potenciais ganhos (ou perdas) derivados das opções de "Fazer alguma

coisa": alguns inquiridos podem desfrutar do local menos do que do local

atual com a opção de "Fazer alguma coisa", por exemplo quando a opção

implica uma alteração radical na aparência ou nas instalações recreativas.

Adicionalmente, também podem preferir visitar outro local em vez daquele.


41

Benefício para aqueles que continuam a visitar o local

G1 = Exn – Eo

Equação 3.4

Benefício para aqueles que visitariam um local alternativo perante a

opção n de "Fazer alguma coisa":

G2 = (Eo - Ean) + (Can - Co)

Equação 3.5

onde:

G é o benefício por pessoa (nos casos 1 e 2)

Eo é o valor de fruição da visita hoje/de uma visita nas condições atuais

Exn é o valor de uma visita com a opção n de "Fazer alguma coisa"

Ean é o valor a um local alternativo com a opção n de "Fazer alguma coisa"

Co é o custo incorrido numa visita ao local atual

Can é o custo incorrido numa visita a um local alternativo


42

Usando estas equações, as perdas e os ganhos devem ser calculados para

cada pessoa no questionário e depois devem ser calculados os valores

médios.

3.4 Questões remanescentes

Tem de ser dada tanta atenção à estimativa do número de visitas

ou do número de beneficiários quanto à estimativa das

valorizações por VOE ou DPP.

Os estudos costeiros indicam que a população, muitas vezes, tem

relutância em ver os processos naturais a terem lugar na costa e

pode desejar que a costa continue a ser mantida e defendida de

inundações como até então.

Os visitantes que visitam costas "naturais" não urbanizadas, em

certos aspetos, diferem daqueles que vão a locais urbanizados.

As respostas do público (e consequentes valorizações) perante as

opções e as estruturas costeiras, tais como espigões rochosos,

podem variar de local para local de formas que são difíceis de

prever. Por conseguinte, continua a ser necessário, na maior parte

dos planos, levar a cabo questionários segundo o MVC na fase

dos estudos aprofundados tanto para locais costeiros, quanto

fluviais.

Os poucos estudos que existem de restauração de rios (pelo

menos no Reino Unido) mostram que os residentes apoiam e

Questões remanescentes


43

valorizam os trabalhos para restaurar os rios a uma condição mais

natural desde que o risco de inundações não aumente.

A metodologia recomendada não tem em consideração novas

visitas (por oposição a visitas transferidas) que podem ser geradas

entre os residentes locais ou de forma mais abrangente. Também

não se contabilizam as visitas adicionais feitas pelos utilizadores

atuais (mais uma vez, por oposição às visitas transferidas). Ambas

são impossíveis de avaliar sem bases de dados ou inquéritos

substanciais. Portanto, podemos subestimar significativamente os

benefícios que advêm dos planos que oferecem melhorias

substanciais ou novas instalações atrativas.


44

Os inquéritos por questionário podem dar um valioso contributo

para a consulta pública e promover a participação da população

nos projetos costeiros e fluviais, mas o envolvimento inicial é um

ideal que pode ser difícil de alcançar, até porque podem aparecer

novas opções durante o período de apreciação.

As alterações recreativas e paisagísticas são de interesse público

vital. Há poucas se é que existem algumas obrigações

legais a este respeito, concretamente sobre a promoção da gestão

dos riscos de inundações costeira, por oposição às restrições

impostas pela Diretiva-Quadro da Água no caso dos rios, mas

estas questões continuam a requerer muita atenção.


45

Tabela 3.1 Fontes e métodos de informação sobre

utilizadores/beneficiários recreativos

Fonte/método Comentários

1 Longos períodos de

contagem usando

contadores de

pessoas

Contadores com infravermelhos ou outros instalados durante um

período de tempo (pelo menos, entre março e setembro). Os

contadores são manualmente calibrados para relacionar as

passagens com visitantes adultos. Sobretudo aplicado em

estudos aprofundados: juntamente com um questionário MVC

ver MCM, Secção 8.5.3 ( Penning-Rowsell et al., 2013).

2 Contagem

manual/questionário

s durante um curto

período de tempo

Contagens manuais/questionários durante alguns dias

geralmente incluem o feriado de agosto. Na fase inicial, este

método pode ser combinado com as visitas ao local e na fase do

estudo pormenorizado, com o questionário MVC.

3 Dados do

questionário MVC

Os dados retirados dos questionário MVC relativos à frequência

das visitas efetuadas por residentes locais combinados com

dados do recenseamento relativamente ao número de residentes

adultos e de visitantes que pernoitam (em conjunto com as

estimativas das taxas de ocupação feitas pelos gestores) podem

ser usados para gerar estimativas do número de visitas. No

entanto, a tendência dos respondentes para sobrevalorizar a

frequência das suas visitas tem sido notada ver o Estudo de

Caso Corton no MCM, Secção 8.7 (Penning-Roswell, 2013).


46

4 Questionário

antigo/dados da

contagem para o

projeto

Os departamentos de planeamento, turismo ou atividades

recreativas das autoridades locais ou as escolas ou instituições

de ensino superior locais podem ter levado a cabo questionários

ou contagens no local do projeto no passado, que podem ser

atualizados para indicar os níveis de utilização atuais.

5 Estimativa inferida O número de visitas a um local costeiro ou fluvial é inferido das

contagens de visitas a um local semelhante que exista nas

imediações, tal como: Parques para automóveis e camionetas

multiplicados pela taxa média de ocupação por adultos de

automóveis ou camionetas (Hengistbury Head), parques de

diversões, cafés, centros de visitantes, local histórico ou museu

(Hurst Spit e Hurst Spit castle). Para tal, é necessário estimar a

proporção de todos os visitantes ao local do projeto que também

usam o local contabilizado e vice-versa. A um nível

pormenorizado, isto pode ser levado a cabo em conjunto com o

questionário MVC

6 Equações de

visitantes

Foram desenvolvidas diversas equações que preveem as

funções distância-frequência de modo que, a partir dos dados do

recenseamento feito à população em zonas diferentes, podemos

prever o número de visitantes gerados pelo local.

7 Estimativas a partir

de pessoas ou fonte

informadas

Contactos por escrito, pelo telefone ou pessoais com:

Funcionários dos parques para viaturas, guardas florestais,

pessoal dos centros de visitantes, pessoal de atrações

associadas, autoridade local do turismo, pessoal relacionado


47

com desporto, atividades recreativas ou planeamento, agências

regionais ou locais de organizações como English Tourist Board,

National Trust ou English Heritage e os seus equivalentes

galeses, ou o pessoal da Environment Agency que trabalha com

os setores recreativo e das pescas, gerentes de instalações

recreativas ou de instalações para visitantes que pernoitam ou

organizações empresariais de turismo que possam disponibilizar

informações sobre camas e taxas de ocupação ver o Estudo

de Caso Corton no MCM, Secção 8.7 (Penning-Rowsell et al.,

2013); gerentes de clubes comerciais e de instalações

especializadas (por exemplo, vela, barcos de recreio, pesca

recreativa, observação de aves) e organizações especializadas

aos níveis regional e local que poderão indicar a disponibilidade

de locais alternativos, por exemplo, para caravanas ou para

praticar vela.

8 Número médio de

visitas a locais

equivalentes

A abordagem da transferência de benefícios só se pode aplicar

em estudos iniciais ou estratégicos. Estima-se que o número de

visitas de adultos ao local do projeto é seja da mesma ordem

que o número de visitas feitas a um local equivalente. No

entanto, não há muitos locais para os quais existam dados de

qualidade e há pouca investigação que permita uma

identificação fiável de um local equivalente.


48

Tabela 3.2 Exemplos dos números de visitas usados para

fins de avaliação de benefícios

Local* Número de visitas

anuais

Nome Características Estimativa

elevada

Estimativa

baixa

Locais costeiros não urbanizados

Hengistbury Head,

Christchurch, Dorset

Promontório natural, um

SSSI (local de interesse

científico especial), com

características naturais,

geológicas e arqueológicas

609.000 584.000

Hurst Spit, Hampshire Cordão litoral de seixos

classificado como

património britânico, Hurst

Castle

107.000 880.000

Locais costeiros urbanizados

St Mildred’s Bay, Westgate, Pequena estância com 212.000 -


49

Kent passeio marginal e praia

arenosa

Cliftonville, perto de Margate

Kent

Pequena estância com

penhascos e uma praia

sobretudo arenosa

146.000 136.000

Corton, perto de Lowestoft,

Suffolk

Pequena estância de aldeia

com penhascos e uma praia

parcialmente arenosa

97.000 75.000

Locais fluviais

Parque local Parque que atrai visitantes

num raio de 800 m sem

quaisquer atrações

particulares

30.000 60.000

"Honey pot", parque florestal Local que atrai visitantes

num raio de 3 km

60.000 250.000

* Nestes locais, tanto costeiros quanto fluviais, quase todas as visitas envolveram a

utilização informal do local para atividades de lazer como apanhar banhos de sol e a fazer

um piqueniques, dar passeios, passear o cão e, junto à costa, jogar jogos informais, brincar

na areia e nadar ou remas. Muito poucas visitas envolveram utilizações especializadas como

pesca de cana ou barcos de recreio.


50

Tabela 3.3

Ganhos e perdas em termos de € por visita de adulto

decorrentes de várias opções de planos de proteção da

costa em locais costeiros

€ por visita de adulto

atualizado em 2013*

Ganho

médio com

as opções

Perda média

com a opção

de "Não fazer

nada"

Erosão da praia e do passeio marginal

Dados-padrão

retirados do Yellow

Manual: 4 locais

Reposição da praia e da

marginal pedonal 3,72 8,95

Lee-on-Solent

(a) Reposição de praia de seixos 2,13

4,61 (b) Espigões rochosos com

reposição de seixos 2,08

Herne Bay Visitors

Centre

(a) Pontão sem instalações para

barcos 6,26

8,61

(b) Pontão com instalações para 3,25


51

barcos

(c) Quebra-mar mais elevado e

marginal pedonal, espigões

rochosos

-4,02

Cliftonville

(a) Marginal pedonal em betão

mais baixa 5,58

8,61

(b) Marginal pedonal de rochas

mais baixa 3,30

Corton

(a) Manutenção da linha costeira

por um período limitado.

Proteção dos penhascos no

curto prazo, acesso limitado à

praia e ao longo do quebra-mar

3,20

3,22

(b) Manutenção da linha costeira

por um período mais longo de >

50 anos. Acesso total ao quebra-

mar restaurado e a toda a praia

a partir da aldeia.

14,33

(c) Evacuação planeada.

Remoção das defesas marítimas

e do quebra-mar para deixar

uma frente marítima "natural",

2,23


52

NB. Esta é a Tabela 8.6 de Penning-Roswell et al., 2013 * Atualizada a valores em £ para 2013 e convertida para euros a £1 = 1,24 Euro (11.6.2014)”

acesso direto à praia a partir da

aldeia

St Mildred’s Bay Melhoria das condições da praia

e da marginal pedonal 3,50 12,90

Hastings Melhoria das condições da praia

9,11

Cenários de praia

Hengistbury Head

(a) 5 espigões rochosos para

proteção total dos penhascos 0,05

5,37 (b) 3 espigões rochosos para

proteção parcial -3,01

(c) Perturbação anual para

reposição da praia -4,53

Hurst Spit Ligeiro aumento do cordão

litoral de seixos 0,84 8,10


53

Tabela 3.4 Valor em € das perdas e dos ganhos por visita para

várias alterações a locais fluviais

Local Valor médio das perdas em €: atualizado a valores de 2013*

Valor médio dos ganhos em €: atualizado a valores de 2013*

Rio Misbourne: Baixo fluxo

Visitantes 5,69 3,32

Residentes 5,68 2,81

Rio Wey: Baixo fluxo

Residentes 3,22

Rio Ravensbourne: Restauração total do rio

Visitantes e residentes 2,98

Rio Skerne: Restauração do rio

Residentes 3,78

NB. Esta é a Tabela 8.8 de Penning-Rowsell et al., 2013* Atualizada a valores em £ para 2013 e convertida para euros a £1 = 1,24 Euro (11.6.2014)”


54

Capítulo 4

Avaliação dos Benefícios e Custos Ambientais

4.1 Uma panorâmica geral

Este capítulo discute a forma como se deve ter em consideração, durante a

fase de apreciação dos planos de gestão dos riscos de inundações, o seu

impacto no ambiente (tanto positivo/benefícios como negativo/custos). Este

é um componente essencial da apreciação de um projeto.

Esta apreciação deve ser:

abordada de forma positiva para explorar o caso dos planos de

gestão dos riscos de inundações que contribuam para a melhoria

do ambiente.

Parte de uma apreciação global, não só na fase inicial, mas

também ao longo de todo o processo.

Uma apreciação deve ter o objetivo de avaliar todos os custos e benefícios,

incluindo os custos e benefícios ambientais que não se conseguem avaliar

facilmente em termos pecuniários. Não podemos ignorar os custos e

benefícios dos bens e serviços que não são trocados em mercados

simplesmente porque são mais difíceis de avaliar (por exemplo, captura de

nutrientes ou um local para reprodução de aves).


55

4.2 O que deve ser avaliado e as exceções

Em princípio, todos os custos e benefícios ambientais que se conseguem

avaliar em termos monetários devem ser incluídos na análise de custo-

benefício para dar um carácter mais multicritério a essa análise. As únicas

exceções são:

1. Casos em que a avaliação ambiental seja provavelmente muito difícil (ou

desproporcionalmente dispendiosa) e casos em que um teste de

sensibilidade tenha mostrado claramente que não faria qualquer diferença

sobre a decisão relativa ao plano/opção a implementar.

2. Quando não é possível fazer uma avaliação pecuniária relevante. Nesse

caso, os custos e benefícios ambientais devem ser totalmente descritos e

tidos em consideração fora da análise de custo-benefício, de modo a

poderem ter uma influência da apreciação global. Mesmo que não seja

exequível ou praticável avaliar todos os custos e benefícios de uma

proposta, é importante considerar:

De que forma os vários planos diferem em termos ambientais; e

De que forma essas diferenças se podem descrever melhor e

talvez avaliar em termos pecuniários.


56

4.3 A Diretiva-Quadro da Água (DQA): Uma consideração

imperativa

4.3.1 Introdução

A DQA introduz um novo processo de planeamento estratégico destinado a

gerir, proteger e melhorar o ambiente aquático. O objetivo da DQA é

estabelecer um enquadramento para a proteção das massas de água

(incluindo ecossistemas terrestres e zonas húmidas que dependam

diretamente deles), de modo a:

impedir a deterioração futura;

melhorar o seu estatuto;

promover um uso sustentável da água;

reduzir a poluição; e

mitigar os efeitos das cheias e das secas.

Neste contexto, os planos de gestão das bacias hidrográficas (PGBH) são

planos estatutários para proteger e melhorar o ambiente aquático.

Descrevem as questões principais para o ambiente aquático dentro de cada

distrito de bacia hidrográfica. Dizem-nos, a um nível local, quais são as

medidas que as autoridades competentes (a Environment Agency em

Inglaterra e no País de Gales) e outras autoridades têm de implementar

para alcançar os objetivos da DQA.


57

A DQA obriga as organizações (tal como a Environment Agency no Reino

Unido) a tentar alcançar um bom estado ou potencial em todas as massas

de água. No caso das águas de superfície, isso significa:

Bom Estado Ecológico (BEE) das massas de água; ou

Bom Potencial Ecológico (BPE) das massas de água designadas

por Massas de Água Artificias ou Massas de Água Fortemente

Modificadas (MAA ou MAFM). E

Bom Estado Químico.

4.3.2 Bom Estado Ecológico (BEE)

O Bom Estado Ecológico é o objetivo por defeito da DQA para todas as

massas de água e define-se como um ligeiro desvio do que seriam as

condições naturais sem qualquer alteração resultante da ação humana. O

termo inclui tanto as características hidrológicas como geomorfológicas, que

conseguem suportar um ecossistema aquático saudável.

4.3.3 Bom Potencial Ecológico

O Bom Potencial Ecológico é o objetivo da DQA para as

MAA/MAFMs e que são designadas para usos específicos, tais

como lazer, gestão dos riscos de inundações ou urbanização. As

massas de água são designadas por MAA/MAFMs quando:

o nível de modificação dessas massas de água significa que o

estado biológico não consegue alcançar o nível de BEE; e


58

o(s) uso(s) para os quais a massa de água foi modificada ainda

são necessários e não se conseguem alcançar através de "outros

meios".

A designação MAA/MAFM aceita que o estado biológico da massa de água

tenha sofrido um impacto com a sua modificação e, portanto, é estabelecido

o objetivo alternativo de BPE: O BPE é o melhor estado ecológico que uma

MAA/MAFM pode alcançar sem comprometer a utilização para a qual foi

designada. No âmbito da DQA, não pode ser tomada nenhuma ação sobre

estas massas de água se tiver um impacto adverso significativo na sua

utilização. Por conseguinte, uma massa de água que tenha sido designada

como tendo uma utilização para a gestão dos riscos de inundações pode

manter essa utilização. Só quando forem implementadas medidas de

mitigação relevantes podemos dizer que uma MAA/MAFM alcançou um

BPE.

4.3.4 "Sem deterioração"

A DQA inclui a obrigação de prevenir a deterioração do estado geral das

massas de água, designada por "sem deterioração". Atividades novas, tais

como os planos de gestão dos riscos de inundações, podem levar a essa

deterioração. Isto pode levar a que a massa de água não consiga cumprir

os seus objetivos ecológicos.

No caso de novos planos de gestão dos riscos de inundações e erosão

costeira, quaisquer impactos hidromorfológicos têm de ser totalmente

avaliados para se perceber se irão:


59

provocar deterioração; ou

impedir que se atinjam os objetivos ecológicos.

Para se conseguir isso, é necessário levar a cabo uma análise no âmbito da

DQA (por exemplo, como na Tabela 10.1).

4.3.5 Artigo 4.7 da DQA

Excecionalmente, pode haver situações em que não seja possível definir

um plano que consiga prevenir a deterioração do estado/potencial

ecológico. Nessas circunstâncias, o projeto tem de satisfazer os critérios de

exceção definidos no artigo 4.7 da Diretiva. Esses critérios encontram-se

resumidos abaixo:

Foram dados todos os passos ou tomadas todas as medidas para

minimizar o impacto.

As razões para a modificação estão explicadas no PGBH.

As razões para a modificação são de superior interesse público

e/ou os benefícios para a saúde, segurança ou desenvolvimento

sustentável do Homem se sobrepõem aos benefícios de alcançar

os objetivos da DQA.

Os benefícios das alterações não se podem alcançar por

quaisquer outros meios (isto é, não são tecnicamente exequíveis

ou são desproporcionalmente dispendiosos).


60

4.4 Avaliação dos impactos

Uma avaliação adequada dos impactos ambientais (e do cumprimento dos

requisitos da DQA) depende de uma abordagem estruturada e rigorosa da

apreciação, que deve incluir passos como definir, desenvolver, comparar,

selecionar e confirmar. Discutem-se abaixo esses passos.

Esta fase deve definir o leque total das opções em termos de gestão dos

riscos de inundações.

Em todos os casos, as consequências e os objetivos ambientais devem ser

tidos em consideração desde o início da apreciação. O aspeto mais

importante nesta fase é o reconhecimento de que evitar danos ambientais e

conseguir ganhos ambientais são considerações materiais para a definição

de planos e objetivos. São simplesmente como qualquer outra categoria de

benefícios que podem justificar um plano de gestão dos riscos de

inundações costeiras ou fluviais. Em todos os casos, as agências

interessadas relevantes devem ser contactadas para aconselharem nesta

fase.

Quando se trata de ter em consideração os objetivos ambientais, os

analistas devem identificar:

Quaisquer critérios ambientais fundamentais, tais como o

cumprimento de requisitos legais e dos imperativos da DQA;

Primeiro Passo: Definir: definição do problema e dos objetivos


61

Quaisquer objetivos altamente desejáveis, tais como o

cumprimento de metas de alto nível (por exemplo, o objetivo de um

contrato de serviço público no caso de um local de especial

interesse científico); e

Quaisquer resultados ambientais mais gerais que possam ser

desejáveis.

Definidas as opções em termos de gestão dos riscos de inundações

costeiras ou fluviais, uma avaliação preliminar deve descrever todos os

custos e benefícios, incluindo os impactos ambientais positivos e negativos

de todas as alternativas.

Quando se consideram as estratégias e os planos de alto nível, a Avaliação

Ambiental Estratégica de um plano deve ajudar nesta tarefa. O objetivo aqui

não é tentar fazer uma avaliação pecuniária ou considerar o equilíbrio entre

custos e benefícios (isso vem mais tarde). Porém, é importante aqui que as

descrições dos efeitos sejam tão claras e quantificadas quanto for possível.

O que tem de ser descrito (e, mais tarde, talvez se lhe atribua um valor) é a

mudança (positiva ou negativa) produzida pelas opções que estão a ser

consideradas e não uma valorização geral de todos os aspetos do

ambiente. Contudo, os custos (danos) e os benefícios da opção de "Não

fazer nada" devem ser sempre totalmente analisados. Uma abordagem

possível para levar isso a cabo é a Valorização Económica Total (Turner,

2005). Esta abordagem implica tanto os valores de "uso" e "não uso" (por

Segundo Passo: Desenvolver: apreciação preliminar


62

exemplo, fixação de carbono (um valor de uso) e saber que uma zona

húmida ficará disponível para as gerações futuras (um valor de não uso).

Ver também a Tabela 4.2 para dados sobre os custos da melhoria ou da

mitigação ambiental.

A próxima tarefa consiste numa apreciação preliminar e na eliminação das

opções que, com toda a certeza, não são exequíveis, ao mesmo tempo que

se garante que as opções que produzem benefícios ambientais não são

eliminadas. Apenas opções que claramente não cumprem os critérios

fundamentais, tais como o cumprimento dos requisitos legais, devem ser

eliminadas nesta fase. Por exemplo, um plano que tenha um impacto

adverso num local designado nas Diretivas Europeias pode ser eliminado se

existir uma solução alternativa que não afete adversamente o local.

Devemos ter todo o cuidado para não permitir que as visões ou os

preconceitos dos avaliadores eliminem opções que uma análise mais

profunda poderia justificar. Por exemplo, até ser feita uma avaliação realista

dos benefícios totais pode não ser possível dizer que os custos de um plano

que traria benefícios ambientais substanciais, tais como a criação de um

habitat, são desproporcionais. Quaisquer justificações para eliminar opções

devem ser claramente explicitadas.

Deve ser feita uma apreciação mais pormenorizada das opções que não

foram eliminadas no Segundo Passo.

Terceiro Passo: Comparar: identificar a opção preferível


63

Essa apreciação deve incluir uma descrição dos custos e benefícios

ambientais das opções, juntamente com uma valorização pecuniária desses

impactos sempre que possível, sujeita aos princípios acima descritos. Será

necessário todo o cuidado e todo o rigor durante o processo de apreciação

para garantir que todos os efeitos relevantes são identificados e para se

evitar a dupla contagem.

Devemos usar uma abordagem sequencial para decidir qual o método para:

Calcular um valor pecuniário para um custo ou benefício ambiental,

e

Garantir que quaisquer impactos que não possam ser incluídos na

análise de custo-benefício são tomados em consideração.

Seguindo os princípios acima delineados, devemos atribuir um valor aos

impactos ambientais da seguinte forma:

4.4.1 Preços de Mercado

Os preços de mercado, quando disponíveis, devem ser usados para

determinar o valor dos benefícios/custos ambientais. A atribuição de valores

pecuniários deve ser relativamente fácil nos casos em que existem preços

de mercado. Por exemplo, se a deslocalização aumenta uma população de

peixes, isso trará benefícios para a pesca local, algo a que podemos atribuir

um valor. No entanto, não se consegue identificar facilmente preços de

mercado para muitos bens e serviços ambientais. Nesse caso, terão de ser

considerados meios alternativos para se lhes atribuir um valor (ver abaixo).


64

4.4.2 Transferência de Valor

Em certos casos, os valores obtidos em estudos anteriores podem ser

transferíveis. Deve ser tido todo o cuidado para ter em conta o facto de que

em diferentes circunstâncias os valores podem variar, o que pode limitar a

validade desta abordagem. Sempre que estejam disponíveis, as funções de

benefício devem ser usadas em vez de benefícios de unidade, uma vez que

as funções de benefício conseguem ter em consideração variáveis

importantes, que podem diferir de local para local (Brouwer et al., 1999).

À medida que aumenta o número de estudos de valorização, a

oportunidade de aproveitar os seus resultados deve expandir-se. Se não

existirem valores fiáveis e aplicáveis noutros estudos, pode haver a

possibilidade de estabelecer limites superiores e inferiores plausíveis, o que

vai ajudar a determinar se valerá a pena encomendar um novo estudo para

estabelecer valores mais robustos.

Quando não existe preço de mercado, nem um valor substituto aceitável ou

um valor de transferência robusto, deve ser equacionada a possibilidade de

levar a cabo um estudo específico do plano para determinar valores. Antes

de se proceder ao estudo, deve ser feita uma avaliação preliminar:

Para tornar claro se os resultados têm probabilidade de afetar a

opção preferida;

Para tornar claro se esse estudo poderá resultar numa valorização

pecuniária significativa.


65

4.4.3 Custos de Substituição

Este método só deve ser usado depois de se tomar a decisão de manter ou

substituir um atributo, quer por razões políticas, quer para cumprir

obrigações legais. Depois, o custo de mantê-lo no local, relocalizá-lo ou

recriá-lo, aquele que for mais baixo, pode ser usado como o valor mínimo

para a apreciação. No entanto, esta técnica tem aplicabilidade limitada.

4.4.4 Disponibilidade para Pagar

Quando não for possível a aplicação de qualquer dos métodos acima

descritos, deve ser considerado um novo estudo para definir valores,

calculando a disponibilidade que as pessoas têm para pagar pela melhoria

ambiental proposta. Nesta fase, os avaliadores com experiência e

competência em termos de avaliação ambiental devem:

Fazer uma análise realista da exequibilidade de tais estudos;

Garantir que os valores derivados são credíveis.

O método preferencial implica calcular a disponibilidade para pagar da

população relevante inferindo-a através da observação do comportamento

do consumidor (isto é, determinar a preferência declarada através do preço

hedónico). Quando isso não é exequível, as alternativas são perguntar às

pessoas quanto estariam dispostas a pagar por um benefício em particular

(preferência declarada) ou identificar a compensação que estariam

dispostas a receber por suportar um custo (disponibilidade para aceitar).


66

4.4.5 Considerar custos e benefícios aos quais não tenha sido

atribuído um valor pecuniário

Nesta fase da apreciação, todos os custos e benefícios ambientais de todas

as opções devem ser descritos e aqueles aos quais conseguimos atribuir

um valor devem já ter esse valor atribuído.

Se todos os efeitos fossem incluídos (através da atribuição de um valor

pecuniário), a opção preferencial deveria ser revelada pelo plano que

exibisse o rácio custo-benefício marginal mais elevado. Quaisquer custos

ou benefícios ambientais que não tenhamos conseguido incluir terão de ser

claramente identificados, porque ainda poderão vir a influenciar as decisões

relativamente à opção a escolher.

Quando há um número significativo de custos e benefícios sem um valor

pecuniário, teremos de decidir se serão suficientes para influenciar a

escolha da opção preferível. No quadro de uma análise multicritério, o

procedimento habitual para comparar custos e benefícios sem um valor

atribuído passa pela atribuição de ponderações e pela definição de uma

classificação. Esta técnica pode ajudar a ordenar as hipóteses tendo em

consideração tanto os custos e benefícios aos quais foi atribuído um valor

pecuniário, como aqueles que não o têm.

Mesmo se não se conseguirmos atribuir um valor a todos os custos e

benefícios derivados de uma opção, é importante considerar de que forma

as opções diferem e percebermos se conseguimos atribuir um valor a essa

diferença. Trocar de análise é uma forma de atribuir um valor à diferença

entre as opções.


67

O último passo consiste numa apreciação rigorosa para determinar se a

opção preferível se justifica em termos dos critérios de financiamento. Muito

do trabalho necessário para esta análise já deve ter sido levado a cabo nos

Passos 2 e 3.

No entanto, se optámos por um plano com base nos benefícios aos quais

não foi atribuído um valor pecuniário, poderá ser necessário um cuidado

adicional para garantirmos que os benefícios não financeiros justificam os

gastos.

4.5 Questões remanescentes

1: Valor económico total. O método mais abrangente para avaliarmos o

valor dos impactos ambientais implica assumirmos uma abordagem com

base em sistemas funcionais para estabelecermos o valor económico total

dos efeitos que cada opção terá no ambiente (isto é, os "serviços

ecossistemáticos" que fornece). Em teoria, devemos assim conseguir

identificar a maioria dos valores (mas não todos) e evitar a dupla contagem.

No entanto, há uma série de dificuldades práticas e algumas delas mas

não todas, certamente têm na sua raiz a quantificação dos riscos e das

incertezas ambientais.

2: Requisitos legais. Os planos que são necessários para cumprir

requisitos legais podem ser avaliados através de uma análise de custo-

eficiência. Assume-se que os benefícios de cumprir os requisitos legais

suplantam os custos e, portanto, o foco pode ser mudado para alcançar

Quarto Passo: Selecionar e confirmar: uma apreciação rigorosa

da opção preferível


68

esses objetivos ao menor custo. No entanto, muitas vezes, outros tipos de

benefícios irão diferir entre as opções que se destinam a cumprir o objetivo

e, nesse caso, pode continuar a ser necessário identificar, descrever,

quantificar e atribuir um valor pecuniário aos benefícios, na medida em que

irão afetar materialmente a escolha.

3: Evitar a dupla contagem. Conseguimos evitar melhor a dupla contagem

se reconhecermos a direção do impacto, o impacto final no bem-estar

humano e os meios para medirmos esse impacto. Por exemplo, uma

melhoria ambiental sob a forma de um plano de gestão dos riscos de

inundações que beneficia os pescadores por melhorar as condições dos

viveiros de peixes e assim aumentar os recursos pesqueiros, levando a

taxas de captura maiores, deve ser avaliada por via da mudança na

disponibilidade para pagar por estas melhorias que os pescadores à linha

irão evidenciar. Outros impactos como o aumento do tamanho dos peixes, o

aumento das vendas de isco, impactos consequentes no turismo, etc.

devem já estar refletidos neste valor, pelo que efetuar estimativas

separadas desses impactos conduziria a uma dupla contagem.

4: Custo de substituição e suas limitações. O método do custo de

substituição como técnica de apreciação da valorização depende de uma

decisão prévia para manter, substituir ou deslocalizar o atributo que está a

ser avaliado (ações que podem não cumprir a DQA). Aquilo que se avalia,

então, é o custo do cumprimento de uma política/um requisito e não o valor

do atributo (por isso, esses valores não podem ser usados nas

transferências de benefícios). Por conseguinte, esta não é uma medida de

valor aceitável quando estamos a considerar os méritos de ir para lá da

conformidade com uma política/um estatuto ou a avaliar a aceitabilidade de


69

uma opção que levaria à perda de um atributo, quer esteja legalmente

protegido, quer não. Quando a opção preferível é deslocalizar ou substituir

um atributo, este método de atribuição de valor pode não capturar alguns

custos potenciais significativos (des-benefícios), tal como a perda de

benefícios paisagísticos do local ou do seu significado histórico: estes

efeitos terão de ser considerados em separado.

5: Mudar de análise. Considere dois planos alternativos A e B. O custo ao

longo do ciclo de vida do plano A é de 10.000.000 €, comparado com

8.000.000 € do B, mas o A tem benefícios ambientais adicionais

significativos. Esses benefícios ambientais teriam de ser avaliados em pelo

menos 2.000.000 € para B ser preferível a A. Cerca de 5.000 pessoas

vivem na zona afetada e poderiam beneficiar dessas melhorias ambientais.

Cada beneficiário teria de estar disposto a pagar 400 € por esses benefícios

para ser o suficiente para alterarem a escolha com base nos custos de todo

o ciclo de vida.

4.6 Ensinamentos a retirar da experiência

Uma abordagem mais englobante às decisões que afetam o

ambiente numa escala temporal mais longa que cumprem os

critérios para uma gestão sustentada do ambiente pressupõe

uma visão mais holística por oposição a uma visão fragmentada.

Nem sempre é possível prever os impactos ambientais causados

por uma medida em particular.


70

O envolvimento dos stakeholders pode poupar tempo e recursos

despendidos na consideração e na conceção de planos que teriam

um impacto ambiental inaceitável.

A pergunta decisiva agora não é saber até que ponto estamos

dispostos a sacrificar o ambiente para pouparmos dinheiro, mas

sim quanto podemos gastar para melhorar o ambiente.

Alguns sítios importantes para a vida selvagem são agora

protegidos a nível europeu e nesses locais que ganharam

importância internacional, as considerações ambientais podem ter

precedência sobre os critérios económicos habituais quando se faz

a apreciação inicial.

Apenas os critérios para os quais foi designado um sítio

internacionalmente importante podem ser tidos em consideração

na Avaliação Adequada.

As considerações ambientais podem não ser as mesmas e podem

existir conflitos entre os interesses dos vários componentes

ambientais ou entre manter os bens e os processos atuais.

Os bens ambientais existentes e as condições atuais podem ser

muito importantes, mas, em certas circunstâncias, podemos ter de

aceitar alguma perda (para isso, será necessária uma

"autorização" em conformidade com o Artigo 4.7 da DQA).


71

Os critérios europeus, nacionais e locais para determinar a

importância de um local não devem necessariamente ser julgados

da mesma forma.

A conceção de um plano preferível em termos técnicos e

económicos pode, muitas vezes, ser modificada para minimizar os

impactos negativos no ambiente sem comprometer o seu

desempenho.

Os planos pequenos podem ser tão controversos quanto os

maiores e as concessões necessárias em termos de tempo para

exercícios de consulta não terão necessariamente a ver com a

dimensão do plano.

As escolhas difíceis não podem ser simplificadas por um qualquer

malabarismo técnico; temos de procurar alcançar um melhor

entendimento através da apreciação do projeto em vez de ficarmos

à espera que a avaliação económica consiga, por si só, remover as

dificuldades.


72

Tabela 4.1 Um processo com oito etapas para informar a

conformidade da nova modificação com a Diretiva-

Quadro da Água (Fonte: Environment Agency, 2011)

Etapa Ação

1 Recolher dados de base atualizados em relação à massa de

água

2 Recolher dados de base relativos ao plano proposto

3 Avaliação preliminar

4 Conceção e apreciação das opções

5 Avaliação pormenorizada do impacto

6 Aplicar os testes do Artigo 4.7

7 Relatório

8 Trabalho de apreciação e seguimento pós-projeto


73

Tabela 4.2 Os custos da melhoria ambiental e da melhoria

No caso da proteção do património ambiental, os custos incluem:

Mais tempo para negociações durante as fases de planeamento e conceção

Maior ocupação de terreno para o projeto

Custos de construção mais elevados devido às medidas de mitigação no local durante a fase operacional

Gestão após a construção

Ajustes de supervisão e gestão

No caso da substituição do património ambiental, os custos devem cobrir:

Aquisição de terrenos

Estudo do local preliminar/estudo de exequibilidade

Pesquisa preparatória, incluindo estudos sobre espécies e população

Remoção e manutenção de espécies de plantas (conservação do ex-local)

Criação de bancos de sementes a partir de fontes recolhidas no local que se poderão perder ou danificar


74

Reintrodução

Criação de habitat, incluindo fatores físicos (por exemplo, regimes hidrológicos e de sedimentos)

Gestão de habitat/proteção do local

Controlo de concorrentes

Supervisão: curto, médio e longo prazo

Salvaguardas do local

Conselhos no local a gestores de explorações agrícolas

Publicidade e relações públicas

Com a criação de locais alternativos para substituir o que se vai perder, os custos principais devem cobrir:

Aquisição de terrenos

Custos de instalação

Gestão corrente durante a fase de implementação

Supervisão corrente

Ajustamento subsequente dos regimes de gestão ao longo de vários anos, dependendo do tipo de habitat.


75

Capítulo 5

Os efeitos humanos "intangíveis" das inundações

Hoje em dia, reconhece-se que os efeitos "intangíveis" das

inundações são significativos e têm de ser avaliados em qualquer

AMC. Os efeitos das inundações em termos da saúde humana e da

perda de vidas são aqui considerados, mas aos segundos não são

atribuídos valores pecuniários.

5.1 Os efeitos das inundações sobre a saúde

Vários estudos qualitativos foram levados a cabo no Reino Unido

desde as inundações da Páscoa de 1998, junho de 2000 e outono de

2000, que investigam os impactos sociais e sobre a saúde que estas

inundações tiveram (Tapsell et al., 2002). Embora de natureza

limitada, estes estudos ilustraram que a magnitude dos impactos

intangíveis particularmente as consequências das inundações

sobre a saúde humana é complexa e podem ter um grande

alcance. De forma semelhante, também se considera atualmente que

os fatores que influenciam esses impactos são extensos (Tabela 5.1).

Os efeitos para a saúde humana das consequências das inundações

são ilustrados pela Tabela 5.2, que mostra tanto a variedade, quanto

a severidade destes impactos "intangíveis". Estes vão desde riscos

para a vida – hipotermia e ferimentos sofridos durante a inundação ou


76

imediatamente após - até efeitos sobre a saúde física e psicológica

mais duradouros, que se revelam nas semanas ou meses após a

inundação. Uma pesquisa qualitativa de seguimento levada a cabo

em Banbury e Kidlington no Reino Unido revelou que os efeitos

psicológicos continuavam a ser evidentes até dezoito meses depois

da inundação, o que sugere que os efeitos das inundações sobre a

saúde e o bem-estar generalizado das pessoas podem continuar

durante muitos meses, ou mesmo anos, após o incidente.

Mais recentemente, dois organismos do Reino Unido, o Defra e a

Environment Agency, financiaram um grande projeto de investigação

que procurou efetuar uma avaliação económica dos impactos

"intangíveis" sobre a saúde decorrentes de uma inundação para a

apreciação de um projeto (Defra/Environment Agency, 2004). Esta

pesquisa confirmou a importância dos impactos das inundações

sobre a saúde e levou à publicação de um documento de orientações

provisórias (Defra, 2004b), atribuindo a esses efeitos um valor

pecuniário de 200 £ (230 €) por lar, por ano.

5.2 O risco para a vida provocado pelas inundações

5.2.1 Introdução

As fatalidades e os ferimentos provocados pelas inundações não são

incomuns na Europa, pelo que, em locais em que existe um elevado

potencial de risco para a vida, podemos incluir uma avaliação desse

risco na apreciação de um projeto.


77

Identificar se é proporcional incluir uma avaliação do potencial de

risco para a vida na análise está relacionado com a compreensão de

como ocorrem as fatalidades devido às inundações. Um estudo

levado a cabo no Reino Unido (Environment Agency, 2013b)

investigou as circunstâncias nas quais elementos da população

morreram ou ficaram gravemente feridos durante uma inundação.

Esse estudo produziu uma tipologia de eventos/situações que é

indicativa dessas situações em Inglaterra e no País de Gales, onde

existe a probabilidade de ameaça à vida ou onde ocorreram

fatalidades no passado (Tabela 5.3).

Esta tipologia salienta que há uma série de situações e diferentes

elementos que podem levar ao potencial de fatalidades devidas a

uma inundação. Muitas mortes não estão relacionadas com as

características da própria inundação, mas foram provocadas por

respostas comportamentais ou ações das vítimas (isto é, conduzirem

ou caminharem pelas águas das cheias ou tentarem desentupir

canos em caso de inundação). É muito difícil contabilizar essas

fatalidades quando analisamos o potencial de risco para a vida

motivado pelas inundações e inclui-las na apreciação do projeto.

Há circunstâncias, contudo, nas quais a natureza do risco das

inundações (tal como um início rápido, uma grande velocidade ou

águas muito profundas) ou as próprias circunstâncias da inundação

(por exemplo, com início à noite ou uma inundação inesperada)

podem implicar um potencial de risco para a vida mais elevado. Estas

situações têm ocorrido, no passado, um pouco por toda a Europa e,

embora tenha havido melhorias significativas em termos dos sistemas


78

de alerta de cheias e do planeamento de emergência, as inundações

graves continuam a poder criar o potencial para tais fatalidade no

futuro. As outras situações são quando existe um grande número de

pessoas vulneráveis (por exemplo, em lares ou escolas) ou quando

as pessoas se situam em localizações vulneráveis (por exemplo

parques de campismo), onde há poucos abrigos.

A apreciação do risco para a vida deve, portanto, ser tida em

consideração nas situações que estão sombreadas na Tabela 5.3 e

incluir (ou combinar) os seguintes fatores:

• Onde a inundação esperada tem uma grande velocidade ou

águas muito profundadas (ou uma combinação de ambas).

• Onde a velocidade do início é rápida, permitindo pouco tempo

para avisar a população ou evacuar áreas em risco.

• Onde há um elevado número de pessoas muito vulneráveis (por

exemplo, idosos ou crianças em idade escolar).

• Onde muitas pessoas podem estar vulneráveis devido à falta de

abrigo (por exemplo, em parques de campismo).

Na ótica da apreciação, a avaliação do risco para a vida será levada

a cabo de forma mais eficiente quando a eficiência económica de

uma opção de GRI for marginal (isto é, se for um benefício adicional)

ou quando se considera que os impactos da inundação na

possibilidade de perda de vidas são desproporcionais em relação aos


79

danos materiais esperados. Isto pode incluir uma situação, por

exemplo, em que há um pequeno número de propriedades

permanentes localizadas numa área com benefício e, portanto, os

danos materiais serão baixos, mas o risco para a vida pode ser

elevado devido ao início rápido da inundação, afetando os residentes

ou os parques de campismo.

Em particular, pode haver circunstâncias em que uma ou mais das

categorias se localizam dentro de uma área de apreciação de

benefícios (por exemplo, um parque de campismo localizado numa

área de início rápido de inundações) e nestas situações deve-se,

claramente, levar a cabo uma apreciação. A apreciação também não

deve ser conduzida sem tomar em conta as medidas de gestão de

inundações mais abrangentes, já que a presença ou ausência e a

eficácia de atividades de gestão de uma inundação (em particular,

alertas de cheias) terão impactos mitigantes em muitas

circunstâncias.

5.2.2 Avaliação do risco para a vida decorrente de uma inundação

Têm sido adotadas várias abordagens para calcular o potencial de

risco para a vida decorrente de uma inundação (Jonkman et al.,

2002). A Tabela 5.4 resume alguns dos modelos existentes,

salientando as suas bases e características fundamentais.

Estas abordagens têm a tendência de se centrarem na derivação de

frações de mortalidade baseadas em observações empíricas, que

foram então aplicadas à população exposta segundo a gravidade da


80

inundação e outros parâmetros, tais como a presença de alertas de

cheias e/ou a consciencialização da população. No entanto, a

disponibilidade de dados quantitativos relativamente às inundações

que têm ocorrido ao longo da História é, em geral, muito limitada e,

portanto, estas funções são baseadas em conjuntos de dados

inadequados em termos de dimensão e qualidade. Há também uma

atenção desigual dada a incidentes como o rebentamento de uma

represa ou uma falha num sistema de defesa contra inundações, que

são de utilidade reduzida no contexto da Inglaterra e do País de

Gales.

5.2.3 A metodologia do "Risco para as pessoas" (HR Wallingford;

2003; 2005b; Defra, 2008b)

Uma abordagem que desenvolveu modelos diferentes para prever a

perda de vidas foi o método do "risco das inundações para as

pessoas" (HR Wallingford, 2003; 2005b). Este método foi

desenvolvido para ser aplicado no Reino Unido e difere de outras

abordagens na medida em que as fatalidades são estimadas como

uma função dos ferimentos, que são calculados de acordo com as

características da inundação, da área e das pessoas, em vez de se

aplicar uma fração de mortalidade uniforme à população exposta.

Priest et al. (2007) levou a cabo uma análise de sensibilidade a esta

abordagem para o evento de Boscastle e salientou que as fatalidades

potenciais se situavam entre 0,67 e 109,2, dependendo dos valores

de entrada. Esta análise salientou o significado da introdução dos

dados no modelo e o facto de uma gama de valores poder ser um


81

resultado mais apropriado do que uma previsão absoluta do número

de mortes.

O método do risco para as pessoas foi desenvolvido e calibrado

usando um número limitado de eventos ocorridos em Inglaterra e no

País e de Gales, e o modelo foi adequadamente testado e calibrado

apenas num pequeno número de estudos de caso. Muitos destes

casos ocorreram há vários anos (por exemplo, 1912, 1952, 2000,

2005) e, desde então, tem havido grandes avanços em termos de

alertas de cheias, das tecnologias da comunicação e das alterações

às práticas de busca e salvamento. Além disso, os estudos de caso

utilizados para calibrar e testar a abordagem foram instâncias de

inundações muito graves; a abordagem não foi testada em casos de

inundações menores no Reino Unido.

Também se descobriu que a abordagem do risco para as pessoas

contém várias fraquezas estruturais, incluindo a necessidade de

dividir as áreas de benefícios em zonas de risco, nas quais as

estimativas de perigo, as características das populações e as

características da área eram uma constante. A "abordagem de

zoneamento" limita a flexibilidade do modelo para dar conta das

diferenças em termos da vulnerabilidade da população e do tipo de

propriedades que sofrerão o impacto. Esta abordagem, portanto, tem

o potencial de sobrestimar gravemente o número de fatalidades.


82

5.2.4 Uma abordagem baseada em "limiares" para avaliar o risco

para a vida

Priest et al. (2007) desenvolveu uma nova metodologia para estimar

a perda de vidas decorrente de inundações, utilizando um modelo de

"limiares" semi-qualitativo que combina os limiares de perigo e

exposição.

Este modelo é baseado na premissa de que nem todas as pessoas

são igualmente vulneráveis perante a mesma profundidade e

velocidade das águas, sendo que a vulnerabilidade varia dependendo

das características individuais e situacionais. No entanto, importa

identificar as características gerais tanto das pessoas, quanto das

áreas em que existem diferentes níveis de risco por causa das águas.

A Figura 5.1 ilustra a sequência dos componentes que são

considerados neste modelo.

Uma descrição pormenorizada da abordagem e do modelo pode ser

consultada em Priest et al. (2007) e há um resumo em Tapsell et al.

(2008). Esta abordagem baseia-se principalmente nos dados

existentes sobre a estabilidade dos seres humanos durante as

inundações (Jonkman and Penning-Rowsell, 2008) e a probabilidade

de serem mortos tanto se estiverem dentro, como fora, das

propriedades durante as inundações. A base desta abordagem é a

função de profundidade-velocidade e a utilização do trabalho sobre a

estabilidade humana e dos edifícios levado a cabo por Abt et al.

(1989), Jonkman & Penning-Rowsell (2008) e Karvonen et al. (2000);

estas funções identificam o momento em que as diferentes pessoas e


83

os diferentes edifícios se tornam vulneráveis à força das águas. A

Tabela 5.5 ilustra esses limiares de profundidade-velocidade e os

principais fatores que podem levar a fatalidades motivadas por uma

inundação.

A abordagem depois acrescenta variáveis mitigantes, tais como a

natureza da área (isto é, a disponibilidade de abrigo e a integridade

desse abrigo sob diferentes condições da inundação) e a presença

ou ausência de procedimentos mitigantes (por exemplo, alertas de

cheias e evacuação). Notavelmente, para além das variáveis mais

comuns, a abordagem tem em consideração os tipos de propriedades

situadas na área em análise e a probabilidade de os edifícios virem a

sofrer um colapso (uma causa significativa de fatalidades), bem como

fatores que podem, por sua vez, reduzir o risco de fatalidades.

Quando combinada com a estimativa do número de pessoas

vulneráveis (isto é, através da informação do recenseamento), esta

abordagem pode ser usada como uma ferramenta que permite aos

avaliadores fazer análises gerais e comparativas do risco para a vida

perante um cenário de "Não fazer nada" assim que a medida para

gestão dos riscos de inundações é implementada, estabelecendo

assim os benefícios de diminuir o potencial de risco para a vida. Esta

abordagem permite o mapeamento do risco para a vida e,

consequentemente, possibilita a avaliação desse risco em diferentes

áreas (Priest et al., 2007).


84

5.2.5 Avaliação: perda de vidas motivada por inundações

As abordagens acima descritas apresentam uma abordagem semi-

qualitativa para avaliar o risco, em vez de quantificarem totalmente

esse risco em termos do número de fatalidades. É possível atribuir

um valor pecuniário ao potencial de risco para a vida através da

utilização dos números apresentados no "Livro Verde" do Tesouro

britânico (HM Treasury, 2003). Este fornece o número de 1,145

milhões de libras por morte prevenida (em valores de 2000), que foi

originalmente desenvolvido no Reino Unido pelo Departamento dos

Transportes para as mortes em acidentes de viação. Isto pode,

portanto, ser aplicado para estimar o número de fatalidades.

No entanto, embora seja possível atribuir um valor pecuniário a esse

risco, pedimos aos avaliadores que pensem cuidadosamente sobre

se é apropriado fazerem isso ou não. Devido ao geralmente baixo

número de fatalidades que seria de esperar em situações de

inundação, atribuir um valor económico a esse risco pode trivializar o

valor da vida para os indivíduos conhecidos quando comparado com

outras perdas, tais como as que decorrem dos danos patrimoniais.

Um avaliador também tem de estar ciente de que as circunstâncias

que levam ao potencial mais elevado de risco para a vida têm a

probabilidade de ocorrer nos cenários de inundação mais extremos.

Por conseguinte, o impacto das medidas de gestão dos riscos de

inundações nesses casos de inundações muito graves tem de ser

cuidadosamente examinado. Nessa análise tem de se perceber se

qualquer atividade de gestão dos riscos de inundação tem


85

probabilidade de reduzir o potencial de fatalidades decorrentes de

inundações das magnitudes mais elevadas, ou se quaisquer outras

medidas de gestão de inundações paralelas também têm de ser

implementadas (por exemplo, alertas de cheias) para as medidas em

análise serem totalmente efetivas.


86

Tabela 5.1 Fatores que contribuem para as consequências das inundações

para a saúde dos Homens

Características da inundação (profundidade, velocidade, duração, momento, etc.)

Tipo de propriedade, por exemplo, moradia com um piso, com dois, etc.

A quantidade e o tipo de danos e perdas patrimoniais

Se os alertas de cheias foram recebidos e tidos em consideração

Experiência de inundação anterior e consciência do risco

Quaisquer estratégias para lidar com a inundação desenvolvidas na sequência de incidentes anteriores

Ter de deixar a habitação e viver num alojamento temporário

O processo de limpeza e recuperação e perturbações à vida familiar associadas

Frustração e ansiedade provocadas pelas relações com companhias de seguros, peritos de sinistros, construtores e empreiteiros.

Condições de saúde pré-existentes e suscetibilidade

Ansiedade aumentada pela possibilidade de recorrência do evento

Diminuição do nível de confiança nas autoridades, vistas como responsáveis por providenciarem proteção avisos de inundação

Preocupações financeiras (particularmente para quem não tem seguro)

Perda da sensação de segurança na própria casa

Destruição da identidade pessoal ligada ao local e da sensação de autoestima (por exemplo, através da perda das recordações)


87

Tabela 5.2 Efeitos para a saúde em termos físicos e psicológicos decorrentes das inundações: resultados do

Reino Unido

Efeitos físicos e outros para a saúde

reportados durante as inundações da

Páscoa de 1998 e do verão e do outono de

2000, ou imediatamente depois

Efeitos físicos para a saúde

reportados nas semanas ou meses

logo após as inundações da Páscoa

de 1998 e do verão e do outono de

2000

Efeitos psicológicos para

a saúde reportados nas

semanas ou meses logo

após as inundações da

Páscoa de 1998 e do

verão e do outono de 2000

Ferimentos provocados por abalroamento

pelas águas ou por choque contra objetos

duros, ou por ter sido atingido por objetos em

movimento

Doenças gastrointestinais Ansiedade (por exemplo,

durante chuvas fortes)

Ferimentos por tensão muscular durante a

inundação (por exemplo, distensões)

Problemas cardíacos Ataques de pânico

Hipotermia Problemas respiratórios (por exemplo,

asma, infeções respiratórias, pleurisia)

Níveis de stresse

aumentados

Medo de choques elétricos (embora não

tenha sido relatado nenhum)

Lacerações, abrasões e contusões Depressão leve, moderada

ou grave

Constipações, tosse, gripe Entorses e distensões Letargia/falta de energia

Dores de cabeça Irritação da pele (por exemplo, Sensação de isolamento


88

erupções e dermatites)

Dores de garganta ou infeções Hipertensão Problemas de sono

Irritações da pele (por exemplo, erupções) Infeções renais ou outras Pesadelos

Choque Rigidez das articulações Recordações da inundação

Cãibras musculares Aumento do consumo de

álcool ou de medicamentos

(ou outras substâncias)

Picadas de insetos ou de outros

animais

Fúria/irritabilidade

Níveis de açúcar no sangue erráticos

(diabéticos)

Oscilações de humor/mau

humor

Perda ou aumento de peso Tensão aumentada nos

relacionamentos (por

exemplo, mais discussões)

Alergias (por exemplo, aos esporos

do bolor)

Dificuldade de

concentração nas tarefas do

quotidiano

Pensamentos suicidas


89

Tabela 5.3 Uma tipologia de razões pelas quais o risco para a vida deriva das inundações: resultados do

Reino Unido

Categoria Razão pela qual o risco

para a vida fica

exacerbado

Exemplos

Perigo

Áreas de grande profundidade ou

velocidade das águas

Gravidade do perigo de

inundação: por exemplo,

grande profundidade ou

velocidade das águas

Inundação da costa

leste em particular em

áreas por detrás das

defesas

Áreas de captação de resposta

rápida

Gravidade do perigo por

inundação/juntamente com o

tempo limitado para levar a

cabo atividades de gestão do

incidente

Boscastle

Vulnerabilidade Locais vulneráveis

Locais que irão fornecer

pouco abrigo das águas ou

edifícios que poderão vir a

sofrer danos extensos,

consequentemente expondo

as pessoas às cheias

Parques de campismo;

edifícios com um único

piso


90

Pessoas vulneráveis

Pessoas que podem

necessitar de assistência para

abandonarem as suas

propriedades no momento da

inundação ou que não estão

familiarizadas com o risco de

inundação na área e que,

portanto, podem precisar de

ser avisadas separadamente

ou de outra assistência

adicional.

Neste número podem

incluir-se as pessoas

idosas, com deficiências

ou que estão apenas de

passagem por aquela

zona.

Fatores

Comportamentais

Pessoas que estão expostas ao

risco de inundação devido às suas

ações

Estas situações têm a ver

com as circunstâncias em que

as pessoas se colocam em

situações de risco através das

suas ações: quer por

ignorarem as instruções de

não atravessarem rios, quer

por avaliarem mal o perigo

das águas.

Incluem-se atividades

como conduzir ou

caminhar por áreas

inundadas

Outros Outras atividades relacionadas com

a inundação

Incluem-se aqui uma série de

outras situações através das

quais as pessoas podem ficar

feridas ou perder a vida

através de outros meios

Exposição a gases

provenientes do

equipamento de

secagem; quedas

durante as limpezas


91

Fonte: Adaptado de Environment Agency (2013b)

Tabela 5.4 Abordagens existentes para estimar o risco para a vida derivado das inundações

Estudo Contexto da

inundação/cenário

Base empírica Características de

interesse

Crítica

Waarts (1992) Inundação costeira de

grandes proporções

Falha do sistema

de defesa contra

inundações

Baseado em dados

relativos à inundação

costeira de 1953 nos

Países Baixos

Profundidade das

águas, População em

risco -- calcula a

fração da população

que se afogou com

base na profundidade

das águas

A sua aplicabilidade a

outras áreas é

limitada

Jonkman (2001) -

Discutido em Jonkman

(2007)

Inundação costeira de


Falha do sistema

de defesa contra

inundações

Baseado em dados da

inundação costeira de 1953

nos Países Baixos

Incorpora o trabalho de Abt

(1989) sobre a estabilidade

humana na fórmula de

Waarts

Tempo de evacuação,

profundidade e

velocidade são todos

uma função da

localização na planície

aluvial.

Baseado em dados

limitados e, portanto,

a possibilidade de

transferência é

limitada

Vrounwenvelder and

Steenhuis (1997)

Inundação costeira de


Falha do sistema

Baseado em dados



População em risco

Colapso de edifícios

Rebentamento de

A sua aplicabilidade a

outras áreas é

limitada


92

de defesa contra

inundações

Países Baixos diques

Graham (1999) Rompimento de

barragem

40 rompimentos de

barragens ao longo da

História

Gravidade da

inundação, tempo dos

avisos, número de

pessoas que ocupam

a área em risco e

compreensão da

gravidade da

inundação por parte

da população.

Contrariamente ao

modelo de Brown e

Graham, este método

tenta ter em

consideração o

tempo de resposta

aos alertas de cheias

incluindo o parâmetro

de "compreensão da

gravidade da

inundação" e

apresenta uma

variedade de

fatalidades

potenciais.

Jonkman (2003) Inundação costeira de


Baseado em dados



Países Baixos

Probabilidade de

afogamento

estatisticamente

relacionada com as

características

hidráulicas da

inundação, tais como

profundidade das

Embora baseado

numa inundação,

este método

relaciona a

mortalidade com três

tipos de eventos:

afogamento devido a

águas que sobem


93

águas, velocidade e

taxa de elevação das

águas.

rapidamente, grandes

velocidades do fluxo

e mortes devido a

outras causas.

Zhai et al (2006) Vários Um total de 269 inundações

que ocorreram no Japão

durante o período de 1947

a 2001

Os autores propõem o

número de residências

inundadas como

indicador de:

gravidade da

inundação, dimensão

da população em risco

e número de

ferimentos/fatalidades

relacionadas com a

inundação.

Uma característica

interessante desta

pesquisa é que

quando os dados

históricos foram

analisados com

intervalos de uma

década, descobriu-se

que os coeficientes

de

fatalidades/ferimentos

diminuíram com o

tempo. Isto pode

dever-se a

disposições

institucionais tais

como alertas de

cheias e reposta de

emergência.


94

Jonkman (2007) Inundações de


que ocorrem em

zonas baixas devido a

falha do sistema de

defesa contra

inundações

Onze inundações que

ocorreram ao longo da

História, num total de 165

locais diferentes

Baseado nos fatores

de profundidade da

inundação, velocidade

das águas, taxa de

aumento (velocidade

do início) e tempo de

chegada das águas ao

local após o

rompimento. O modelo

também considera o

efeito que a

evacuação, a

disponibilidade de

abrigo, o salvamento e

a fuga (auto-

evacuação) têm nos

números expostos.

Como foi dito acima,

o modelo de

Jonkman foi

desenhado para

inundações de


provocadas por

falhas dos sistemas

de defesa em zonas

baixas que são

características dos

deltas dos rios. No

entanto, as

inundações em

muitas outras partes

da Europa são

bastante diferentes

da situação nos

Países Baixos,

portanto o modelo de

Jonkman pode não

se aplicar nessas

situações distintas.


95

Tabela 5.5 Fatores principais que levam a fatalidades decorrentes das inundações

limiares de

profundidade-

velocidade (m2/s)

Natureza das

categorias da área

Fatores principais que

levam às fatalidades

Descrição

<0,25 Tudo Risco baixo As águas representam um risco

baixo para as pessoas.

0,25 – 0,50 Todas

Dominado pela

vulnerabilidade da

população alguns

comportamentais

As fatalidades irão provavelmente

concentrar-se entre as pessoas

vulneráveis, por exemplo crianças

que estão a brincar nas águas ou

perto delas ou idosos (muitas

vezes presos dentro das suas

propriedades)

0,50 – 1,10 Vulnerabilidade baixa e

média

Dominado pelo

comportamento

Na maioria dos casos, as pessoas

conseguem abrigar-se das águas;

contudo, as mortes e os

ferimentos podem, ainda assim,

ocorrer se as pessoas levarem a

cabo atividades arriscadas, tais

como conduzir pelas águas ou

correr riscos desnecessários nas


96

águas.

0,75-1,75

Vulnerabilidade

elevada

Dominado pelo perigo

Nestas situações, as fatalidades

irão provavelmente ocorrer devido

ao contacto direto com as águas

1,75-7,00

Vulnerabilidade baixa e

média

1,75-7,00 Vulnerabilidade

elevada

Dominado pelo perigo e pelo

colapso dos edifícios

As fatalidades irão ocorrer se as

pessoas estiverem em contacto

direto com as águas ou se forem

apanhadas em edifícios

estruturalmente comprometidos

pelas águas.

>7,00 Todas

Fonte: Tapsell et al. (2008)


97

Figura 5.1 Sequência e combinação dos diferentes componentes da

abordagem de modelação dos limiares


98

Referências

Abt, S.R., Wittler, R.J., Taylor, A. and Love, D.J. (1989) ‘Human stability in a

high flood hazard zone’, JAWRA Journal of the American Water Resources

Association, vol 25, no 4, pp881–890

Brouwer, R., Langford, I.H., Bateman, I.J. and Turner, R.K. (1999) ‘A meta-

analysis of wetland contingent valuation studies’, Regional Environmental

Change, vol 1, no 1, pp47–57

Conover, W. J. (1980) Practical Nonparametric Statistics, New York: Wiley

Department for Environment, Food and Rural Affairs (Defra)/Environment

Agency (2004) The Appraisal of Human Related Intangible Impacts of

Flooding, R&D Technical Report FD2005/TR, Defra, London

Edwards, W. and Newman, J. R. (1982) Multiattribute Evaluation, Beverley

Hills: Sage

Environment Agency (2013b) Flood Incident Management Investment

Review: An Evidence Base – Main Report, report prepared for the

Environment Agency by Halcrow, Flood Hazard Research Centre and RAB

Consultants, April 2013, Halcrow Group, Swindon

Evans, E.P., Johnson, P., Green, C.H. and Varsa, E. (2000) ‘Risk

assessment and programme prioritisation: the Hungary flood study’, paper


99

given at the MAFF conference for flood and coastal defence engineers,

Keele

Graham, W.J. (1999) A Procedure for Estimating Loss of Life Caused by

Dam Failure, DSO-99-6, Dam Safety Office, Denver, CO

Green, C.H. (2003) Handbook of Water Economics, Chichester: John Wiley

Green, C. H. and Penning-Rowsell, E.C. (2010) “Stakeholder engagement in

flood risk management” in Pender, G. and Faulkner, H. (eds.) Flood risk

science and management, Oxford: Wiley-Blackwell

Hammond, K. R. (1978) Judgment and decision in public policy formation,

Boulder CO: Westview

HM Treasury (2003) The Green Book: Appraisal and Evaluation in Central

Government, HM Treasury, London

HR Wallingford (2003) Flood Risks to People Phase 1, final report prepared

for Defra/Environment Agency Flood and Coastal Defence R&D

Programme, HR Wallingford, Wallingford

HR Wallingford (2005b) Flood Risks to People, Phase 2, FD2321/TR1: The

Flood Risk to People Methodology, HR Wallingford, Wallingford

Ishizaka, A. and Nemery, P. (2013) Multi-criteria Decision Analysis: Methods

and Software, Chichester: Wiley


100

Janssen, R., Goosen, H., Verhoeven, M., Verhoeven, J.T.A., Omtzigt,

A.Q.A. & Maltby, E. 2005 ‘Decision support for integrated wetland

management’, Environmental Modelling & Software 20(2), 215-229

Jonkman, S.N., Van Gelder, P.H.A.J.M. and Vrijling, J.K. (2002) ‘Loss of life

models for sea and river floods’, in Wu, B. et al. (eds) Flood Defence 2002,

Science Press, New York, http://www.citg.tudelft.nl/fileadmin/

Faculteit/CiTG/Over_de_faculteit/Afdelingen/

Afdeling_Waterbouwkunde/sectie_waterbouwkunde/people/personal/gelder/

publications/papers/doc/ paper120b-V10210.pdf , accessed 16 April 2013

Jonkman, S.N. (2003) Loss of Life Caused by Floods: An Overview of

Mortality Statistics for Worldwide

Floods,http://www.citg.tudelft.nl/fileadmin/Faculteit/CiTG/Over_de_faculteit/A

fdelingen/Afdeling_Waterbouwkunde/sectie_waterbouwkunde/people/person

al/gelder/publications/citations/doc/citatie161.pdf, accessed 15 April 2013

Jonkman, S.N. (2007) ‘Loss of life estimation in flood risk assessment:

theory and applications’, Ph.D. dissertation, Delft Cluster, Delft

Jonkman, S.N. and Penning-Rowsell, E.C. (2008) ‘Human instability in flood

flows’, Journal of the American Water Resources Association, vol 44, no 4,

pp1–11

Karvonen, R.A., Hepojoki, A., Huhta, H.K. and Louhio, A. (2000) The Use of

Physical Models in Dam-Break Analysis, RESCDAM Final Report, Helsinki

University of Technology, Helskini, http://www.ymparisto.fi/

download.asp?contentid=13494&lan=fi, accessed August 2013


101

Lind, E.A. and Tyler, T.R. (1988) The social psychology of procedural

justice, New York: Plenum

Miller, G.A. (1956) ‘The Magic Number Seven plus or minus two: some limits

on our capacity for processing information’, Psychological Reviews 63, 81-

97

Morissey, J. and Oliver-Smith, A. (2013) Perspectives on Non-Economic

Loss and Damage: Understanding values at risk from climate change,

Available here: www.lossanddamage.net/download/7213.pdf, accessed?

Penning-Rowsell, E.C, Priest, S., Parker, D., Morris, J., Tunstall, S.,

Viavattene, C., Chatterton, J., Owen, D. (2013) Flood and Coastal Erosion

Risk Management: A Manual for Economic Appraisal, London and New

York, Routledge.

Priest, S.J., Wilson, T., Tapsell, S., Penning-Rowsell, E.C, Viavattene, C.

and Fernandez-Bilbao, A. (2007) Building a Model to Estimate Risk to Life

for European Flood Events, Milestone Report T10-07-10 for FLOODsite,

Flood Hazard Research Centre, Middlesex University, London

Sanuelson, P.A . (1970) Economics, 8th edition, New York: McGraw-Hill

Stevens, S .S. (1946) ‘On the Theory of Scales of

Measurement’, Science 103 (2684): 677–680.

http://www.lossanddamage.net/download/7213.pdf

http://en.wikipedia.org/wiki/Stanley_Smith_Stevens

http://en.wikipedia.org/wiki/Science_(journal)


102

Tapsell, S.M., Penning-Rowsell, E.C., Tunstall, S.M. and Wilson, T.L. (2002)

‘Vulnerability to flooding: health and social dimensions’, Philosophical

Transactions of the Royal Society, London, vol 360, pp1511–1525

Tapsell, S.M., Priest, S.J., Wilson, T., Viavattene, C. and Penning-Rowsell,

E.C. (2008) ‘A new model to estimate risk to life for European flood events’,

paper presented to FLOODrisk: The European Conference on Flood Risk

Management Research into Practice, Keble College, Oxford

Turner, K. (2005). Economic valuation of multi-functional wetlands: Methods

and techniques. Norwich: CSERGE, University of East Anglia

Turner, R.K., Georgiou, S., Burgess, D. and Jackson, N. (2005)

Development of Economic Appraisal Methods for Flood Management and

Coastal Erosion Protection, Defra, London

Vrouwenvelder, A.C.W.M. and Steenhuis, C.M. (1997) Secondary Flood

Defences in the Hoeksche Waard, Calculation of the Number of Fatalities for

Various Flood Scenarios, Report TNO 97-CON-R0332, TNO Bouw, Delft (in

Dutch)

Waarts, P. (1992) Methode voor de bepaling van het aantal doden als

gevolg van inundatie, Report TNO B-91-1099, TNO Bouw, Delft (in Dutch)

Zhai, G., Fukuzono, T. and Ikeda, S. (2006) ‘An empirical model of fatalities

and injuries due to floods in Japan’, Journal of the American Water

Resources Association, vol 42, no 4, pp863–875


103

Anexo

Um exemplo de AMC

“Fase do projeto: Relatório de Análise Económica e Financeira

ao nível da área de captação de Prut-Barlad" na Roménia

Metodologia

Devido à falta de dados iniciais, não foi

possível levar a cabo uma avaliação

económica dos estragos na área em estudo.

De modo a avançar com o projeto e permitir a

identificação das áreas de risco, foi adotada a

seguinte metodologia:

1. Rever os registos de danos decorrentes

das inundações de 2005, 2006 e 2007 e

determinar os danos médios para vários

recetores (por exemplo, estradas, linhas

ferroviárias, casas, terrenos, agricultura)

2. Utilizar um modelo de Análise Multicritério (AMC) para permitir a identificação

de áreas de risco com base nos danos não económicos. A utilização da AMC iria

identificar o risco social e não económico dentro de uma área de captação e

orientaria a avaliação do risco económico. Este processo garante que os riscos

sociais e económicos das inundações são avaliados em paralelo.


104

3. Utilizar a AMC acima descrita e os resultados do modelo inicial para levar a

cabo a identificação e avaliação e determinar as zonas de risco dentro da área de

captação.

4. Levar a cabo modelação adicional e depois a avaliação económica (apenas

danos diretos) das zonas de risco da área de captação identificadas na avaliação

de rastreio.

5. Proceder a uma avaliação indireta dos danos e aplicá-la como fator de

sobrelevação aos cálculos diretos dos prejuízos.

A área de Estudo de Prut Barlad foi dividida em 25 células (ver mapa no Apêndice A) e

o risco para os recetores (Propriedade, Pessoas, Estradas, Linhas Férreas, Agricultura,

etc.) foi enumerado dentro de perfis de inundações para períodos de retorno de 10, 50,

100 e 1000 anos.

Foi calculado um grau de risco de inundação para cada recetor através de uma

ferramenta proprietária de Análise Multicritério, baseada na exposição do grupo recetor

à inundação dentro de cada perfil de inundação.

O grau e a classificação dos riscos foram então ponderados para refletir a importância

que o cliente atribuía a cada grupo recetor contra o risco de inundação socioeconómico

total. Por exemplo o recetor "população" foi considerado como sendo de maior

importância e, portanto, teve uma pontuação mais elevado do que o grupo recetor

"agricultura". As pontuações totais ponderadas da inundação e as nove células

temporais foram selecionadas para uma apreciação pormenorizada dos prejuízos

económicos, utilizando um método desenvolvido para ser compatível com os

procedimentos do FLOODsite da UE.

quadro comum das c a custo-benefÍcio da g … · 2.2.3 a matriz 15 2.2.4 função de utilidade...

Documents