A Comissão continuará a avaliar a evolução no setor agrícola, incluindo o estado da expansão das zonas agrícolas, com base em novos dados científicos, e reunirá a experiência adquirida na certificação de combustíveis com baixo risco ILUC quando da preparação da revisão do presente relatório, a efetuar até 30 de junho de 2021. A Comissão procederá então à revisão dos dados constantes do relatório em função da evolução das circunstâncias e dos mais recentes dados científicos disponíveis. É importante recordar que o presente relatório reflete apenas a situação atual baseada nas tendências recentes e que as avaliações futuras poderão chegar a conclusões diferentes sobre quais as matérias-primas classificadas como apresentando um elevado risco ILUC, em função da evolução futura do setor agrícola a nível mundial.

No entanto, é importante notar que nem todo o óleo de palma utilizado como matéria-prima para a produção de bioenergia tem impactos ILUC nocivos na aceção do artigo 26.º da Diretiva Energias Renováveis II. Uma parte da produção poderia, por conseguinte, ser considerada como apresentando um baixo risco ILUC. A fim de identificar essa produção, estão disponíveis dois tipos de medidas, ou seja, o aumento da produtividade em terrenos existentes e o cultivo de matérias-primas em terrenos não utilizados, tais como terrenos abandonados ou terrenos gravemente degradados. Estas medidas são essenciais para evitar que a produção de biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos entre em concorrência com a necessidade de satisfazer a procura crescente de alimentos para consumo humano e animal. A diretiva exclui da eliminação progressiva todos os combustíveis certificados como apresentando um baixo risco ILUC. Os critérios de certificação de combustíveis com baixo risco ILUC poderiam atenuar eficazmente os efeitos de deslocação associados à procura destes combustíveis, se apenas forem tidas em conta as matérias-primas adicionais utilizadas para a produção de biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos.

De acordo com os melhores dados científicos disponíveis sobre a expansão agrícola desde 2008, apresentados no presente relatório, o óleo de palma é atualmente a única matéria-prima em que a expansão da superfície de produção para terrenos com elevado teor de carbono é tão acentuada que as emissões de GEE resultantes das alterações do uso do solo eliminam todas as reduções das emissões de GEE decorrentes dos combustíveis produzidos a partir desta matéria-prima, em comparação com a utilização de combustíveis fósseis. Por conseguinte, o óleo de palma é considerado uma matéria-prima com elevado risco ILUC relativamente à qual se observa uma expansão significativa para terrenos com elevado teor de carbono.

Neste contexto, a Diretiva Energias Renováveis II limita a contribuição dos biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos convencionais consumidos no setor dos transportes para a realização do objetivo da União para 2030 em matéria de energias renováveis. Além disso, a contribuição dos biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos com elevado risco ILUC será, a partir de 2020, limitada aos níveis de 2019, sendo depois gradualmente reduzida para zero entre 2023 e 2030, o mais tardar.

A fim de assegurar uma aplicação sólida e harmonizada, a Comissão definirá num ato de execução mais regras técnicas sobre as abordagens concretas de verificação e auditoria, em conformidade com o artigo 30.º, n.º 8, da Diretiva Energias Renováveis II. A Comissão adotará esse ato de execução até 30 de junho de 2021, o mais tardar. Os regimes voluntários podem certificar combustíveis com baixo risco ILUC, desenvolvendo as suas próprias normas individualmente, do mesmo modo que procedem à certificação do cumprimento dos critérios de sustentabilidade, e a Comissão pode reconhecer esses regimes em conformidade com as disposições da Diretiva Energias Renováveis II.

É de esperar que os regimes voluntários, que reuniram uma vasta experiência na aplicação dos critérios de sustentabilidade aos biocombustíveis em todo o mundo, desempenharão um papel fundamental na aplicação da metodologia de certificação de baixo risco ILUC. A Comissão já reconheceu 13 regimes voluntários que demonstraram a sua conformidade com os critérios de sustentabilidade e de redução das emissões de GEE. A sua habilitação em matéria de reconhecimento dos regimes foi alargada na Diretiva Energias Renováveis II, a fim de abranger também os combustíveis com baixo risco ILUC.

A demonstração da conformidade com este critério exige uma avaliação aprofundada que poderia não se justificar em determinadas circunstâncias e que poderia constituir um obstáculo ao sucesso na aplicação da abordagem. Os pequenos agricultores, em especial nos países em desenvolvimento por exemplo, não terão frequentemente a capacidade administrativa e os conhecimentos necessários para realizar essas avaliações, ao mesmo tempo que se veem evidentemente confrontados com barreiras que dificultam a aplicação de medidas destinadas a aumentar a produtividade. Do mesmo modo, pode pressupor-se a adicionalidade em projetos realizados em terrenos abandonados ou gravemente degradados, uma vez que esta situação dos terrenos já reflete a existência de barreiras que impedem o seu cultivo.

Para fins de certificação dos biocombustíveis com baixo risco ILUC, é suficiente a verificação da conformidade com as etapas 2 e 3, uma vez que o âmbito das medidas elegíveis para a produção de matérias-primas destinadas a biocombustíveis com baixo risco ILUC está claramente descrito na Diretiva Energias Renováveis II e que a legislação prevê a repetição do mesmo tipo de medidas de aumento da produtividade.

O MDL permite aos projetos de redução de emissões nos países em desenvolvimento obterem créditos de redução certificada de emissões (RCE), sendo cada um deles equivalente a uma tonelada de CO2. Estes créditos RCE podem ser comercializados, vendidos e utilizados pelos países industrializados para satisfazer uma parte dos seus objetivos de redução de emissões no âmbito do Protocolo de Quioto.

Caixa 4: Adicionalidade no âmbito do Mecanismo de Desenvolvimento Limpo

A elegibilidade de matérias-primas adicionais resultantes de medidas destinadas a aumentar a produtividade ou o cultivo de matérias-primas em terrenos não utilizados deve ser limitada aos casos que são realmente adicionais em comparação com a manutenção do statu quo. O quadro mais aceite para avaliar a «adicionalidade» dos projetos é o Mecanismo de Desenvolvimento Limpo (MDL) desenvolvido no âmbito do Protocolo de Quioto (ver a caixa 4). De salientar que o MDL incide em projetos industriais, pelo que a sua abordagem não pode ser reproduzida na totalidade, mas os seus requisitos no que diz respeito à análise dos investimentos e das barreiras são relevantes para fins da certificação de biocombustíveis com baixo risco ILUC. A aplicação de tais requisitos à certificação de baixo risco ILUC significaria que as medidas que visam o aumento da produtividade ou o cultivo de matérias-primas em terrenos anteriormente não utilizados não seriam financeiramente atraentes ou enfrentariam outras barreiras que impedem a sua aplicação (por exemplo, competências/tecnologias, etc.) sem o prémio de mercado associado à procura de biocombustíveis na UE.

No entanto, para ser aplicável e verificável na prática, a abordagem aplicada para determinar o cenário de base dinâmico deve ser sólida e simples. Por este motivo, o cenário de base dinâmico deve assentar na combinação entre os rendimentos médios obtidos pelo agricultor no período de 3 anos que precede o ano de aplicação da medida de adicionalidade e a tendência a longo prazo dos rendimentos observada para a matéria-prima em causa.

Para o efeito, é necessário analisar se a medida vai além das práticas habituais na altura em que é aplicada, bem como limitar a elegibilidade das medidas a um período razoável que permita aos operadores económicos recuperar os custos de investimento e garantir a continuidade da eficácia do quadro. Para este efeito, é adequado um prazo de elegibilidade de 10 anos. Além disso, os aumentos de produtividade realizados devem ser comparados com um cenário de base dinâmico, tendo em conta as tendências globais dos rendimentos das culturas. Tal reflete que algumas melhorias de rendimento são obtidas ao longo do tempo devido ao desenvolvimento tecnológico (por exemplo, sementes mais produtivas) sem a intervenção ativa do agricultor.

Os aumentos médios de produtividade ainda não são suficientes para evitar todos os riscos de efeitos de deslocação, embora a produtividade agrícola esteja constantemente a melhorar, ao passo que o conceito de adicionalidade, que está no cerne da certificação de baixo risco ILUC, exige a adoção de medidas que vão além da manutenção do statu quo. Neste contexto, a Diretiva Energias Renováveis II estipula que só devem ser elegíveis os aumentos de produtividade que vão para além do nível de aumento previsto.

Para respeitar o conceito de baixo risco ILUC, são necessários critérios rigorosos que incentivem eficazmente as melhores práticas e evitem ganhos excecionais. Simultaneamente, as medidas devem ser aplicadas na prática e evitar encargos administrativos excessivos. A diretiva revista identifica duas fontes de matérias-primas adicionais que podem ser utilizadas para a produção de combustíveis com baixo risco ILUC. Trata-se de matérias-primas que resultam da aplicação de medidas que visam o aumento da produtividade agrícola nos terrenos já utilizados e de matérias-primas resultantes do cultivo de culturas em superfícies anteriormente não utilizadas para esse fim.

Os biocombustíveis com baixo risco ILUC são combustíveis produzidos a partir de matérias-primas adicionais cultivadas em terrenos não utilizados ou que resultam de um aumento da produtividade. A produção de biocombustíveis a partir dessas matérias-primas adicionais não gerará ILUC, uma vez que essas matérias-primas não estão em concorrência com a produção de alimentos para consumo humano e animal e que os efeitos de deslocação são evitados. Conforme estabelecido na diretiva, essas matérias-primas adicionais só devem ser consideradas como combustíveis com baixo risco ILUC se forem produzidas de forma sustentável.

Em determinadas circunstâncias, os impactos ILUC dos biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos geralmente considerados como apresentando um elevado risco ILUC podem ser evitados e o cultivo das matérias-primas conexas pode até revelar-se benéfico para as superfícies de produção relevantes. Conforme descrito na secção 2, a causa subjacente às ILUC reside na procura adicional de matérias-primas resultante de um maior consumo de biocombustíveis convencionais. Este efeito de deslocação pode ser evitado com biocombustíveis certificados como apresentando baixo risco ILUC.

percentagem de expansão para terrenos referidos no artigo 29.º, n.º 4, alíneas b) e c), da DER II;

Tendo em conta estes pressupostos, pode estimar-se que as emissões decorrentes de alterações do uso do solo anularão as reduções diretas de GEE resultantes da substituição dos combustíveis fósseis quando a percentagem de expansão das culturas destinadas a biocombustíveis para terrenos com elevado teor de carbono atingem um nível de 14 % (52 gCO2/MJ / 360 gCO2/MJ=0,14).

De salientar que as reduções de emissões de GEE dependem também do teor energético das matérias-primas produzidas anualmente nos terrenos. No que diz respeito às culturas anuais, com exceção do milho e da beterraba sacarina, o rendimento energético pode ser estimado em cerca de 55 GJ/ha/ano . Combinando ambos os valores, é possível estimar que as emissões ligadas às alterações do uso do solo decorrentes da produção de biocombustíveis em solos desflorestados são de cerca de 360 gCO2/MJ. Em comparação, as reduções de emissões resultantes da substituição de combustíveis fósseis por biocombustíveis produzidos a partir dessas culturas podem ser quantificadas em cerca de 52 gCO2/MJ.

Todos os efeitos dessa conversão devem, pois, ser tidos em conta para fins de identificação do nível de expansão significativa de matérias-primas para terrenos com elevado teor de carbono resultante da procura de biocombustíveis. Tal é necessário para garantir que os biocombustíveis conduzam a uma redução das emissões de gases com efeito de estufa. Utilizando os resultados da avaliação baseada no SIG, a perda líquida média de carbono quando a matéria-prima para biocombustíveis substitui terrenos com elevado teor de carbono pode ser estimada em cerca de 107 toneladas de carbono (C) por hectare. Repartida por 20 anos, é equivalente a emissões anuais de 19,6 toneladas de CO2 por hectare.

Se terrenos com quantidades elevadas de carbono no seu solo ou vegetação forem convertidos para o cultivo das matérias-primas necessárias à produção de biocombustíveis, algum do carbono armazenado será em geral libertado na atmosfera, conduzindo à formação de dióxido de carbono (CO2). O impacto negativo em termos de gases com efeito de estufa resultante desta conversão pode reduzir, e em alguns casos de forma muito significativa, o impacto positivo da utilização de biocombustíveis ou biolíquidos.

Caixa 2: Impacto das alterações indiretas do uso do solo na redução das emissões de GEE dos biocombustíveis

Em conclusão, a caixa 3 apresenta a fórmula escolhida para calcular se uma matéria-prima relevante para os biocombustíveis se encontra acima ou abaixo do limiar identificado de 10 % de expansão significativa. Esta fórmula tem em conta a percentagem da expansão da matéria-prima para superfícies com elevado teor de carbono, conforme definidas na Diretiva Energias Renováveis II, e o fator de produtividade de diferentes matérias-primas.

Por exemplo, as turfeiras têm de ser drenadas para estabelecer e manter plantações de óleo de palma. A decomposição da turfa gera emissões significativas de CO2, cuja libertação se mantém enquanto a plantação está em produção e a turfeira não é reumidificada. Nos primeiros 20 anos após a drenagem, estas emissões de CO2 representam cumulativamente cerca do triplo das emissões pressupostas supra para a desflorestação da mesma superfície. Por conseguinte, este impacto importante deve ser tido em conta no cálculo do significado das emissões provenientes de terrenos com elevado teor de carbono, por exemplo, através de um coeficiente multiplicador de 2,6 aplicável à expansão para turfeiras. Além disso, as culturas permanentes (palmeiras e cana-de-açúcar), bem como o milho e a beterraba sacarina, têm um rendimento significativamente superior, em termos de teor energético dos produtos comercializados, em relação ao presumido supra para o cálculo do limiar de 14 %. Tal é tido em conta através do «fator de produtividade» apresentado na caixa 3.

Em terceiro lugar, ao determinar o que constitui uma expansão «significativa», é importante ter em conta as diferenças consideráveis no tipo de superfícies com elevado teor de carbono e no tipo de matérias-primas consideradas.

A Diretiva Energias Renováveis II estabelece que os biocombustíveis devem conduzir a uma redução das emissões de GEE de, pelo menos, 50 % em comparação com os combustíveis fósseis, com base numa análise do ciclo de vida que abranja todas as emissões diretas, mas não as emissões indiretas. Tal como referido na caixa 2, os biocombustíveis produzidos a partir de culturas que excedam um limiar geral de 14 % de expansão da produção para terrenos com elevado teor de carbono não permitiriam obter reduções de emissões. Seguindo o princípio da precaução, afigura-se adequado aplicar um fator de desconto de cerca de 30 % ao nível identificado. Por conseguinte, é necessário um limiar mais prudente de 10 % para garantir não só que os biocombustíveis atinjam um nível considerável de redução líquida das emissões de GEE como também que a perda de biodiversidade associada às ILUC seja minimizada.

Relativamente às culturas que excedem estes limiares de expansão de terrenos, o segundo elemento decisivo é a percentagem da expansão da produção para terrenos com elevado teor de carbono. Essa percentagem determina se, e em que medida, os biocombustíveis podem permitir reduções das emissões de GEE. Numa situação em que as emissões de GEE provenientes da expansão dessas matérias-primas para terrenos com elevado teor de carbono são superiores às reduções diretas de emissões de GEE de biocombustíveis provenientes de um determinado tipo de matérias-primas, a produção de tais biocombustíveis não conduzirá a reduções das emissões de GEE em comparação com os combustíveis fósseis.

O primeiro fator verifica se uma determinada matéria-prima está efetivamente a expandir-se para novas zonas. Para o efeito, é necessário ter em conta tanto o aumento médio anual absoluto na superfície de produção (ou seja, 100 000 ha refletindo uma expansão considerável) e o aumento relativo (ou seja, 1 % para refletir um aumento médio anual da produtividade), em comparação com a superfície total de produção dessa matéria-prima. Este duplo limiar permite excluir matérias-primas relativamente às quais a expansão da superfície total de produção observada é nula, ou apenas muito limitada (principalmente devido ao facto de os aumentos da produção serem decorrentes da melhoria dos rendimentos e não da expansão da superfície). Essas matérias-primas não causarão desflorestação significativa e, por conseguinte, emissões elevadas de GEE resultantes de ILUC. É o caso, por exemplo, do óleo de girassol, uma vez que, no período de 2008 a 2016, a expansão da sua superfície de produção foi inferior a 100 000 ha e a 0,5 % por ano, apesar de se ter verificado um aumento anual da produção de 3,4 % no mesmo período.

De acordo com o mandato da Diretiva Energias Renováveis II, a Comissão deve determinar o que constitui uma expansão «significativa» de uma matéria-prima relevante para terrenos com elevado teor de carbono, com vista a assegurar que todos os biocombustíveis contabilizados para a realização do objetivo de energias renováveis para 2030 apresentam reduções líquidas de emissões de GEE (em comparação com os combustíveis fósseis). Para o efeito, há três fatores que desempenham um papel crucial na determinação da expansão «significativa»: a magnitude absoluta e relevante da expansão dos terrenos desde um determinado ano, em comparação com a superfície total de produção da cultura em causa; a percentagem desta expansão para terrenos com elevado teor de carbono; e o tipo de culturas relevantes e das superfícies com elevado teor de carbono.

Além disso, o anexo VIII da Diretiva Energias Renováveis II inclui uma lista de fatores provisórios estimados de emissões ILUC, em que as culturas oleaginosas têm um fator ILUC cerca de quatro superior ao de outros tipos de culturas. Consequentemente, o artigo 26.º, n.º 1, da Diretiva Energias Renováveis II permite aos Estados-Membros fixar um limite inferior para a quota de biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos produzidos a partir de culturas alimentares para consumo humano e animal, com uma referência específica às culturas oleaginosas. No entanto, dada a incerteza da modelização ILUC, nesta fase é mais adequado abstermo-nos de estabelecer uma distinção entre diferentes categorias de culturas, como as culturas ricas em amido, as culturas açucareiras e as culturas oleaginosas, ao definir os critérios para a determinação dos combustíveis de risco ILUC produzidos a partir de culturas alimentares para consumo humano e animal relativamente às quais se observa uma expansão significativa da superfície de produção para solos com elevado teor de carbono.

As constatações da investigação baseada no SIG apresentadas supra estão em consonância com os resultados da modelização ILUC, que identificou de forma coerente as culturas oleaginosas utilizadas para a produção de biocombustíveis, como o óleo de palma, a colza, a soja e o girassol, como estando associadas a um risco ILUC mais elevado, em comparação com outras matérias-primas para combustíveis convencionais, como as culturas açucareiras ou ricas em amido. Esta tendência foi ainda confirmada por uma recente análise dos dados científicos mundiais sobre ILUC.

Quadro 2: Expansão observada das superfícies plantadas com culturas alimentares para consumo humano e animal (a partir de estatísticas da FAO e USDA) e associada à desflorestação com base na avaliação SIG.

O valor estimado, com base no SIG, de 4 % da conversão de terrenos para o cultivo de soja é inferior às estimativas combinadas baseadas na literatura regional, que são de 8 %. Esta variação pode ser explicada pelo facto de, na literatura regional, serem utilizados dados locais, complementados por apreciações de peritos, sobre o tipo de cultura que se sucede imediatamente à desflorestação num determinado píxel, o que não é praticável à escala mundial da avaliação baseada no SIG. Por essa razão, a estimativa de 8 % de expansão da soja para zonas florestais derivada da literatura regional pode ser considerada como refletindo os melhores dados científicos disponíveis.

Ao abrigo da Diretiva Energias Renováveis II, todas as zonas que eram florestas em janeiro de 2008 contam como zonas desflorestadas se forem utilizadas na produção de matérias-primas para biocombustíveis, independentemente da data de início do cultivo efetivo da matéria-prima. Esta disposição foi tida em conta na avaliação baseada no SIG, enquanto a maioria dos estudos regionais considera um período mais curto entre a desflorestação e a plantação de palmeiras. Por outro lado, a percentagem da expansão para turfeiras derivada a partir da análise está largamente em consonância com as estimativas referidas na literatura científica. Por conseguinte, as estimativas mais prudentes de 45 % como a percentagem mundial de expansão do óleo de palma para zonas florestais e de 23 % de expansão da superfície de produção para turfeiras podem ser consideradas como as melhores provas científicas disponíveis.

Os resultados da avaliação baseada no SIG parecem estar em consonância com as tendências gerais observadas na literatura científica analisada para a elaboração do presente relatório. No caso do óleo de palma, a percentagem estimada de expansão para florestas corresponde à fasquia mais alta das constatações comunicadas na literatura científica, o que indica uma percentagem elevada de expansão para florestas na ordem dos 40-50 %. Uma explicação possível para esta diferença é o período que decorre entre o abate da floresta e o cultivo de palmeiras.

O quadro 2 resume os resultados da avaliação baseada no SIG, revelando uma grande diferença entre as matérias-primas relevantes para os biocombustíveis no que diz respeito ao nível em que a sua expansão está associada à desflorestação. Entre 2008 e 2015, os dados mostram que as superfícies de produção de girassol, beterraba sacarina e colza têm vindo a expandir-se a um ritmo lento e que apenas uma percentagem insignificante da expansão se fez para terrenos com elevado teor de carbono. No caso do milho, do trigo, da cana-de-açúcar e da soja, a expansão total tem sido mais acentuada, mas as percentagens de expansão para florestas é inferior a 5 % para cada matéria-prima. Em contrapartida, no caso do óleo de palma, a análise revelou tanto a maior rapidez da expansão global de terrenos como a maior percentagem de expansão para florestas (70 %). O óleo de palma é também a única cultura em que uma grande percentagem da expansão se faz para turfeiras (18 %).

A análise só teve em conta os píxeis em que as culturas de matérias-primas eram a causa dominante de desflorestação de acordo com o mapa recente elaborado por [Curtis et al. 2018]. Este mapa foi sobreposto aos que apresentam as superfícies de produção de culturas de interesse relevantes para biocombustíveis. A desflorestação total e as emissões num determinado píxel de 1 quilómetro-100 ha foram atribuídas a diferentes culturas de biocombustíveis proporcionalmente à superfície da cultura de interesse, em comparação com a superfície total de terrenos agrícolas no píxel, definida como a soma dos terrenos de cultura e de pastagem. Desta forma, a contribuição relativa de cada cultura de biocombustíveis para a pegada agrícola total no píxel serviu de base para a atribuição da desflorestação nesse mesmo píxel. Para mais informações sobre a metodologia seguida, ver o anexo 2.

Para observar a desflorestação associada à expansão de todas as culturas relevantes destinadas a biocombustíveis desde 2008, a metodologia aplicada utiliza uma abordagem de modelização geoespacial que combina um mapa de desflorestação da Global Forest Watch (GFW) com os mapas de culturas e pastagens provenientes de MapSPAM e EarthStat. Esta abordagem abrange a expansão de todas as culturas alimentares para consumo humano e animal relevantes desde 2008 para zonas com um coberto florestal superior a 10 %. A dimensão do píxel foi de cerca de 100 hectares ao nível do equador. A extensão das turfeiras foi definida utilizando os mesmos mapas de [Miettinen et al. 2016]. Relativamente a Sumatra e Kalimantan, [Miettinen et al. 2016] incluíram turfeiras do atlas de turfeiras Wetlands International a 1:700 000 [Wahyunto et al. 2003, Wahyunto et al. 2004].

A fim de ter em conta todas as culturas relevantes para os biocombustíveis de uma forma consistente, a análise da literatura foi completada com uma avaliação global baseada no SIG da expansão das matérias-primas relevantes para biocombustíveis para superfícies com elevado teor de carbono, a partir de dados do Instituto dos Recursos Mundiais (WRI) e do Consórcio para a Sustentabilidade na Universidade de Arcansas (ver a caixa 1).

Avaliação baseada no SIG da expansão de matérias-primas para terrenos com elevado teor de carbono

Em resultado da análise crítica da literatura científica, pode concluir-se que as melhores estimativas da fração da expansão recente para florestas com elevado teor de carbono incluem 8 % para a soja e 45 % para palmeiras. Não havia dados suficientes na literatura para elaborar estimativas sólidas relativamente a outras culturas.

Há muito poucos dados relativos a outras culturas, especialmente à escala mundial. Os únicos conjuntos de dados sobre a expansão de culturas que cobrem todo o mundo apresentam apenas resultados por país [FAO 2018] [USDA 2018]. Por conseguinte, uma possível abordagem consiste em estabelecer uma correlação entre a expansão das culturas a nível nacional e a desflorestação a nível nacional [Cuypers et al. 2013], [Malins 2018], mas tal não pode ser considerado uma prova suficiente para associar uma cultura à desflorestação, uma vez que a cultura em questão poderá não ser cultivada na parte do país onde se verifica a desflorestação.

Os cereais como o milho não são geralmente considerados uma causa de desflorestação, uma vez que a maior parte da produção ocorre em zonas temperadas onde a desflorestação é normalmente modesta. Simultaneamente, o milho é também uma cultura tropical, frequentemente cultivada por pequenos agricultores e também muitas vezes cultivada em regime de rotação com a soja em grandes explorações agrícolas. A expansão na China concentrou-se em terrenos marginais no nordeste do país [Hansen 2017], que se pressupõe serem essencialmente pastagens de estepe em vez de florestas. A percentagem da expansão no Brasil e na Argentina poderia ser equipada à da desflorestação decorrente da soja no Brasil. [Lark et al. 2015] constataram que, da expansão do milho verificada entre 2008 e 2012 nos EUA, 3 % se fez à custa das florestas, 8 % de áreas arbustivas e 2 % de zonas húmidas. No entanto, não foram encontradas na literatura quaisquer estimativas mundiais relativas à conversão dos solos.

Mais de 80 % da expansão da cana-de-açúcar a nível mundial ocorreu no Brasil no período entre 2008 e 2015. [Adami et al. 2012) comunicaram que apenas 0,6 % da expansão da cana-de-açúcar na região Centro-Sul do Brasil foi para florestas no período entre 2000 e 2009. Embora a região tenha representado cerca de 90 % da expansão mundial de cana-de-açúcar nesse período, verificou-se alguma expansão noutras regiões do Brasil não abrangidas por esse estudo. [Sparovek et al. 2008] concordaram que, no período de 1996 a 2006, a expansão da cana-de-açúcar na região do Centro-Sul do Brasil se fazia quase totalmente para pastagens ou outras culturas; no entanto, outros 27 % da expansão ocorreram em zonas «periféricas» em torno e no interior do bioma da Amazónia, no Nordeste e no bioma da Floresta Atlântica. Nessas regiões periféricas, havia uma correlação entre a perda de florestas por município e a expansão da cana-de-açúcar. No entanto, no documento não são apresentados valores relativos à percentagem da expansão para florestas. Consequentemente, não foi possível derivar da literatura uma quantificação adequada da desflorestação devida à cana-de-açúcar.

Utilizando uma amostragem de plantações de óleo de palma em dados de satélite, [Vijay et al. 2016] estimaram a fração da expansão do óleo de palma para florestas no período de 1989 a 2013 e apresentaram os resultados por país. Fazendo a relação entre essas médias nacionais e os aumentos das superfícies de colheita nacionais de óleo de palma no período de 2008 a 2016, verificou-se que, a nível mundial, 45 % da expansão do óleo de palma se fez para terrenos que eram florestas em 1989. Uma confirmação da fiabilidade deste resultado é o a observação de que os seus resultados relativamente à Indonésia e à Malásia se situam na gama das constatações de outros estudos que se concentraram nessas regiões. Os dados suplementares de [Henders et al. 2015] atribuíram, para o período de 2008 a 2011, uma média de 0,43 Mha/ano de desflorestação observada resultante da expansão do óleo de palma, o que representa também 45 % do aumento estimado da superfície plantada mundial de óleo de palma nesse período. Vários estudos analisaram também a fração da expansão do óleo de palma para turfeiras. Atribuindo um maior peso aos resultados de [Miettinen et al. 2012, 2016], que pode ser considerado o estudo mais avançado neste domínio, e pressupondo uma drenagem nula de turfeiras para palmeiras no resto do mundo, obtém-se uma estimativa média ponderada interpolada de 23 % de expansão do óleo de palma para turfeiras em todo o mundo no período entre 2008 e 2011.

Tendo em conta a falta de estudos com dados recentes à escala mundial, foram combinados dados de estudos e bases de dados do Brasil, de outros países da América do Sul e do resto do mundo. No caso do Brasil, os dados sobre a expansão da soja desde 2008 foram obtidos da base de dados IBGE-SIDRA brasileira e combinados com dados sobre a expansão para zonas florestais no Cerrado [Gibbs et al. 2015], com uma média para o período de 2009-2013 na Amazónia [Richards et al. 2017] e no resto do Brasil [Agroicone 2018]. [Graesser et al. 2015] fornecem dados sobre a expansão de culturas para florestas noutros países da América Latina. No que diz respeito ao resto do mundo, nos países em que foram observadas as maiores expansões da soja desde 2008, ou seja, a Índia, a Ucrânia, a Rússia e o Canadá, não se detetaram na literatura preocupações sobre a possibilidade de o cultivo de soja provocar desflorestação direta. Por conseguinte, assumiu-se uma percentagem de 2 % de expansão para florestas no resto do mundo. Em consequência, a fração média mundial de expansão da soja para terrenos com elevado teor de carbono foi estimada em 8 %.

Da análise da literatura científica sobre a expansão das superfícies de produção de matérias-primas agrícolas para terrenos com elevado teor de carbono concluiu-se que nenhum estudo fornece, por si só, resultados para todas as matérias-primas utilizadas na produção de biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos. Em vez disso, os estudos incidem geralmente em regiões específicas e em culturas específicas, predominantemente em culturas de óleo de soja e de palma, sendo muito escassos os dados relativos a outras culturas. Além disso, vários estudos não só incidem em diferentes períodos de expansão das culturas, como também aplicam uma abordagem diferente no que se refere ao período entre a desflorestação e a expansão das culturas. Por conseguinte, os estudos que consideram a cobertura do solo apenas durante um ou dois anos antes da plantação de culturas imputarão menos desflorestação a uma cultura do que os que consideram a cobertura do solo desde um período anterior. Tal pode resultar numa subestimação do impacto de desflorestação de uma cultura, uma vez que, mesmo que as superfícies desflorestadas não sejam imediatamente utilizadas para a produção de culturas, o objetivo final de uso do solo para a produção de culturas pode constituir um dos mais importantes fatores de desflorestação. Sempre que possível, os resultados destes estudos regionais foram combinados de modo a derivar uma estimativa mundial da expansão de cada cultura, conforme resumido infra.

Devido ao aumento da procura mundial de matérias-primas agrícolas, uma parte da procura para a produção de biocombustíveis foi satisfeita com a expansão dos terrenos consagrados à agricultura a nível mundial. Quando ocorre em terrenos com elevado teor de carbono, esta expansão pode resultar em emissões significativas de GEE e em graves perdas de biodiversidade. A fim de estimar a expansão das matérias-primas relevantes para terrenos com elevado teor de carbono (conforme definido na Diretiva Energias Renováveis II), o Centro Comum de Investigação (JRC) da Comissão Europeia procedeu a uma análise da literatura científica relevante (ver o anexo I), complementada por uma avaliação global baseada no SIG (ver o anexo II).

Conforme indicado no quadro 1, no período de 2008 a 2016, verificou-se um aumento da produção de todas as principais matérias-primas agrícolas utilizadas para a produção de biocombustíveis convencionais, com exceção da cevada e do centeio. O crescimento da produção foi particularmente acentuado no caso do óleo de palma, da soja e do milho, o que se reflete também nos dados relativos às superfícies de colheita. O aumento da produção de trigo, girassol, colza e beterraba sacarina foi, na sua maioria, obtido graças ao aumento da produtividade.

O presente relatório visa captar as tendências mundiais na expansão das matérias-primas relevantes para biocombustíveis observadas desde 2008. Foi escolhido este ano com o intuito de garantir a coerência política com as datas-limite relativas à proteção de terrenos ricos em biodiversidade e de terrenos com elevado teor de carbono estabelecida no artigo 29.º da diretiva.

-uma ampla consulta realizada no âmbito de uma série de reuniões com peritos e partes interessadas que forneceram à Comissão contributos valiosos que foram tidos em conta na preparação do presente relatório e do ato delegado conexo.

O estabelecimento dos critérios para a determinação das matérias-primas com elevado risco ILUC relativamente às quais se observa uma expansão significativa da superfície de produção para terrenos com elevado teor de carbono inclui duas tarefas:

Contudo, a diretiva permite excluir desse limite os biocombustíveis, os biolíquidos e os combustíveis biomássicos produzidos a partir dessas matérias-primas, desde que sejam certificados com apresentado baixo risco ILUC. Esta certificação é possível para matérias-primas destinadas a biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos produzidas em circunstâncias que evitem efeitos ILUC, por terem sido cultivadas em terrenos não utilizados ou provenientes de culturas que tenham beneficiado de melhores práticas agrícolas, conforme apresentado de forma mais pormenorizada no presente relatório.

Além disso, a diretiva introduz um limite suplementar para os biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos produzidos a partir de culturas alimentares para consumo humano e animal relativamente às quais se observa uma expansão significativa da superfície de produção para terrenos com elevado teor de carbono, uma vez que é evidente que os biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos produzidos a partir dessas matérias-primas apresentam um elevado risco ILUC. Dado que a expansão observada para terrenos com elevado teor de carbono é o resultado do aumento da procura de culturas, é de esperar que um maior aumento da procura dessas matérias-primas para fins de produção de biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos só venha a agravar a situação, a menos que sejam aplicadas medidas destinadas a evitar efeitos de deslocação, como a certificação de baixo risco ILUC. Em consequência, a contribuição desses combustíveis para o objetivo de energias renováveis nos transportes (e também para o cálculo da quota nacional global de energias renováveis) será limitada a partir de 2021 ao nível de consumo desses combustíveis em 2019. A partir de 31 de dezembro de 2023, a sua contribuição terá de ser progressivamente reduzida para 0 % até 2030, o mais tardar.

Além disso, apesar de os Estados-Membros poderem contabilizar os biocombustíveis e combustíveis biomássicos convencionais para o cumprimento do objetivo de energias renováveis de 14 % do consumo de energia no setor dos transportes, estes podem também reduzir o nível desse objetivo se decidirem contabilizar uma menor quantidade desses combustíveis para o cumprimento do objetivo. Se, por exemplo, um Estado-Membro decidir não contabilizar de todo os biocombustíveis e combustíveis biomássicos convencionais, o objetivo poderia ser reduzido do 7 % no máximo.

A Diretiva Energias Renováveis II adota uma abordagem mais orientada com vista a reduzir os impactos das ILUC associadas aos biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos convencionais. Uma vez que as emissões ILUC não podem ser medidas com o nível de precisão necessário para serem incluídas na metodologia de cálculo das emissões de GEE da UE, a diretiva mantém a abordagem que consiste em limitar a quantidade de biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos convencionais consumidos no setor dos transportes que pode ser tida em conta no cálculo da quota nacional global de energias renováveis e da quota setorial nos transportes. No entanto, este limite é expresso sob a forma de limites máximos nacionais que correspondem aos níveis existentes desses combustíveis em cada Estado-Membro em 2020.

No entanto, as ILUC não podem ser observadas nem medidas. É necessária modelização para estimar os potenciais impactos. Essa modelização apresenta uma série de limitações, mas é todavia suficientemente sólida para demonstrar o risco de ILUC associadas aos biocombustíveis convencionais. Neste contexto, a Diretiva ILUC de 2015 adotou uma abordagem de precaução para minimizar o impacto global das ILUC, fixando um limite para a percentagem de biocombustíveis e biolíquidos convencionais que pode ser contabilizada para fins dos objetivos de energias renováveis e do objetivo de 10 % de energias renováveis no setor dos transportes. Esta medida é acompanhada de uma obrigação que estabelece que cada Estado-Membro deve definir um objetivo indicativo para 2020 relativo aos combustíveis renováveis avançados com um valor de referência de 0,5 %, a fim de incentivar a transição para esses combustíveis, que são considerados como tendo impactos ILUC menores ou nulos.

Podem verificar-se impactos indiretos quando as pastagens ou terrenos agrícolas anteriormente destinados aos mercados de alimentos para consumo humano e animal são desviados para a produção de combustíveis a partir da biomassa. Continuará a ser necessário satisfazer a procura de alimentos para consumo humano e animal, quer mediante a intensificação da atual produção, quer pela introdução na produção de outros terrenos não agrícolas. Neste último caso, as ILUC (conversão de terrenos não agrícolas em terrenos agrícolas para a produção de alimentos para consumo humano ou animal) podem conduzir à libertação de emissões de GEE, em especial quando afetam terrenos com elevado teor de carbono, como as florestas, as zonas húmidas e as turfeiras. Estas emissões de GEE, que não estão abrangidas pelos critérios de redução de GEE estabelecidos na Diretiva Energias Renováveis, podem ser significativas e poderiam anular, em parte ou na totalidade, as reduções de emissões de GEE de biocombustíveis individuais. Tal deve-se ao facto de se prever que a quase totalidade da produção de biocombustíveis em 2020 provirá de culturas em terrenos que poderiam ser utilizados para satisfazer os mercados de alimentos para consumo humano e animal.

Além disso, a Diretiva Energias Renováveis estabelece critérios vinculativos de sustentabilidade e de redução das emissões de gases com efeito de estufa, os quais os biocombustíveis e biolíquidos, conforme definidos na referida diretiva, têm de cumprir a fim de serem contabilizados para o cumprimento dos objetivos nacionais e da UE em matéria de energias renováveis e de serem elegíveis para regimes de apoio público. Estes critérios definem zonas interditas (principalmente os terrenos com elevado teor de carbono ou com elevada biodiversidade) que não podem ser fonte de matérias-primas utilizadas para a produção de biocombustíveis e biolíquidos e definem requisitos mínimos de redução das emissões de GEE a cumprir pelos biocombustíveis e biolíquidos, em comparação com os combustíveis fósseis. Estes critérios contribuíram para limitar o risco de impactos diretos no uso do solo associados à produção de biocombustíveis e biolíquidos convencionais, mas não incidem nos impactos indiretos.

A Diretiva Energias Renováveis de 2009 («DER») promoveu ainda mais a descarbonização do setor dos transportes, fixando um objetivo vinculativo de 10 % para as energias renováveis nos transportes até 2020. Segundo as estimativas e os dados comunicados, as energias renováveis representaram cerca de 7 % de todo o consumo final de energia no setor dos transportes em 2017. Com a eletricidade renovável, o biogás e as matérias-primas avançadas a desempenhar atualmente um papel reduzido no setor dos transportes, a maior parte da utilização de energias renováveis neste setor provém dos biocombustíveis convencionais.

O setor dos transportes é particularmente complexo do ponto de vista energético e climático: consome cerca de um terço da procura total de energia da UE, está quase totalmente dependente dos combustíveis fósseis e as suas emissões de GEE estão a aumentar. Para dar resposta a estes desafios, no início da década de 2000, a legislação da UE já exigia que os Estados-Membros estabelecessem objetivos nacionais indicativos aplicáveis aos biocombustíveis e outros combustíveis renováveis no setor dos transportes, uma vez que, devido aos avanços tecnológicos, os motores da maioria dos veículos em circulação na União já estavam adaptados a funcionar com combustíveis com uma mistura de baixo teor de biocombustível. Os biocombustíveis eram então a única fonte de energia renovável disponível para iniciar a descarbonização do setor dos transportes, no qual se previa um aumento das emissões de CO2 de 50 % no período entre 1990 e 2010.

Neste contexto, a diretiva estabelece que a Comissão deve adotar um ato delegado que defina critérios para: i) a determinação das matérias-primas com elevado risco ILUC relativamente às quais se observa uma expansão significativa da superfície de produção para terrenos com elevado teor de carbono e ii) a certificação de biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos com baixo risco ILUC («combustíveis com baixo risco ILUC»). O presente relatório sobre o estado da expansão das culturas alimentares para consumo humano e animal relevantes a nível mundial («o relatório») deverá ser acompanhado pelo ato delegado. O presente relatório apresenta informações relativas aos critérios definidos no ato delegado supramencionado, a fim de identificar os combustíveis com elevado risco ILUC produzidos a partir de culturas alimentares para consumo humano e animal com uma expansão significativa para terrenos com elevado teor de carbono, bem como aos combustíveis com baixo risco ILUC. A secção 2 do presente relatório descreve a evolução das políticas da UE para enfrentar os impactos ILUC. A secção 3 analisa os dados mais recentes sobre a expansão da produção das culturas alimentares para consumo humano e animal relevantes a nível mundial. As secções 4 e 5 descrevem, respetivamente, a abordagem para a determinação dos combustíveis com elevado risco ILUC produzidos a partir de culturas alimentares para consumo humano e animal com uma expansão significativa para terrenos com elevado teor de carbono e para a certificação dos combustíveis com baixo risco ILUC.

A diretiva reforça também o quadro de sustentabilidade da UE em matéria de bioenergia, a fim de assegurar uma sólida redução das emissões de GEE e de minimizar impactos ambientais indesejados. Introduz, em particular, uma nova abordagem em matéria de emissões decorrentes de alterações indiretas do uso do solo (indirect land-use change - «ILUC») associadas à produção de biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos. Com este fim em vista, a diretiva estabelece limites nacionais, que irão diminuir gradualmente para zero até 2030 o mais tardar, aplicáveis a biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos com elevado risco ILUC (combustíveis com elevado risco ILUC), produzidos a partir de culturas alimentares para consumo humano e animal, relativamente às quais se observa uma expansão significativa da superfície de produção para terrenos com elevado teor de carbono. Estes limites afetarão a quantidade destes combustíveis que pode ser contabilizada no cálculo da quota nacional global de energias renováveis e da quota de energias renováveis nos transportes. No entanto, a diretiva estabelece uma isenção destes limites para os biocombustíveis, biolíquidos e combustíveis biomássicos certificados como apresentando um baixo risco ILUC.

A nova Diretiva Energias Renováveis («Diretiva Energias Renováveis II ou «a diretiva») entrou em vigor em 24 de dezembro de 2018. A diretiva promove o desenvolvimento das energias renováveis na próxima década mediante um objetivo vinculativo a nível da UE em matéria de energias renováveis de, pelo menos, 32 % até 2030, a ser atingido coletivamente pelos Estados-Membros. Para o efeito, a diretiva inclui uma série de medidas setoriais que promovem uma maior implantação das energias renováveis nos setores da eletricidade, do aquecimento e arrefecimento e dos transportes, com o objetivo geral de contribuir para a redução das emissões de gases com efeito de estufa (GEE), a melhoria da segurança energética, o reforço da liderança tecnológica e industrial da Europa no domínio das energias renováveis e a criação de emprego e de crescimento.

COMISSÃO EUROPEIA Bruxelas, 13.3.2019 COM(2019) 142 final ANEXOS

do RELATÓRIO DA COMISSÃO AO PARLAMENTO EUROPEU, AO CONSELHO, AO COMITÉ ECONÓMICO E SOCIAL EUROPEU E AO COMITÉ DAS REGIÕES



relativo ao estado da expansão da produção de culturas alimentares para consumo humano e animal relevantes a nível mundial





ANEXO1 Análise da literatura sobre a expansão das culturas para terrenos com elevado teor de carbono Âmbito Esta análise efetuada pelo Centro Comum de Investigação (JRC) da Comissão apresenta uma panorâmica e resume os resultados mais relevantes da literatura científica sobre a expansão das superfícies de produção de matérias-primas agrícolas para terrenos com elevado teor de carbono, conforme definido na Diretiva Energias Renováveis II. Soja Há apenas um estudo com análise interpares que estima a desflorestação causada pela soja à escala mundial, abrangendo um horizonte temporal que inclui a desflorestação após 2008. [Henders et al. 2015] começaram com medições da desflorestação anual baseadas no SIG em todas as regiões tropicais e atribuiu-a a diferentes fatores, incluindo a expansão do óleo de soja e de palma, de acordo com uma análise exaustiva da literatura regional (a análise é apresentada de forma mais pormenorizada na sua informação suplementar). No entanto, os seus dados abrangem apenas o período de 2000 a 2011. Estimativa do JRC relativa à percentagem de desflorestação na expansão de soja no Brasil Amazónia Cerrado resto do Brasil % da expansão brasileira da soja em 2008-2017 11 % 46 % 44 % % de expansão para florestas 5 % 14 % 3 % Média ponderada de expansão para florestas — Brasil 8,2 %



Tendo em conta a falta de estudos com dados recentes à escala mundial, foram combinados os dados do Brasil, de outros países da América do Sul e do resto do mundo. No caso do Brasil, os dados sobre a expansão da soja desde 2008 foram obtidos da base de dados IBGE-SIDRA brasileira e combinados com dados sobre a expansão para zonas florestais no Cerrado [Gibbs et al. 2015], com média para o período de 2009-2013 na Amazónia [Richards et al.] e no resto do Brasil [Agroicone 2018]. O resultado é uma média ponderada de expansão para florestas de 10,4 %. Esta foi combinada com os dados da Argentina, do Paraguai, do Uruguai, da Bolívia e do resto do mundo, do seguinte modo: Estimativa do JRC da percentagem média de expansão da soja para florestas na América Latina 2008-2017 Brasil Argentina Paraguai Uruguai Bolívia % da expansão da soja na América Latina 67 % 19 % 7 % 5 % 2 % % para florestas 8,2 % 9 % 57 % 1 % 60 % Percentagem média para florestas - América Latina 14 % ESTIMATIVA DA PERCENTAGEM MÉDIA MUNDIAL DA EXPANSÃO DA SOJA PARA FLORESTAS Fração da expansão da soja a nível mundial na América Latina 53 % Percentagem presumida de expansão para florestas no resto do mundo 2 % Fração média mundial da expansão da soja para florestas 8 % Relativamente a outros países da América Latina, os únicos dados quantitativos encontrados são de [Graesser et al. 2015], que mediram a expansão de todas as culturas arvenses para florestas. No que diz respeito ao resto do mundo, onde têm sido observadas as maiores expansões da soja desde 2008, ou seja, a Índia, a Ucrânia, a Rússia e o Canadá, foram encontrados poucos indícios de que o cultivo de soja provoque desflorestação direta. Por conseguinte, assumiu-se uma percentagem baixa de 2 % de expansão para florestas no resto do mundo. Em consequência, a fração média mundial da expansão da soja foi estimada em 8 %.





Comparação com outras análises recentes A maior parte dos dados relativos à desflorestação decorrentes do cultivo de soja são anteriores à moratória brasileira sobre a soja de 2008, pelo que não são relevantes para a presente estimativa. Uma análise encomendada por Transports and Environment [Malins 2018] apresenta uma análise cuidadosa dos dados regionais sobre a expansão da soja e a desflorestação, concluindo que, desde 2008, pelo menos, 7 % da expansão da soja mundial era feita em detrimento das florestas. No entanto, foram utilizados anos diferentes para as frações e dados da expansão da soja, não tendo sido utilizados os resultados de [Agricone 2018] e de [Richards et al. 2017]. Uma análise encomendada pela Sofiproteol [LCAworks 2018] também inclui uma análise da literatura regional sobre a desflorestação decorrente do cultivo de soja no mundo a partir de 2006-2016. Conclui que 19 % da expansão da soja a nível mundial tem sido feita em detrimento das florestas. No entanto, a fonte do seu pressuposto em relação à expansão para as florestas no «resto do Brasil» não é clara e, por vezes, assimilaram «solos naturais» a florestas. Além disso, no cálculo das médias, a ponderação dada aos dados regionais sobre a soja é determinada pela produção regional total de soja e não pela superfície da sua expansão. Por conseguinte, a percentagem apresentada de 19 % não pode ser considerada como tendo bases muito sólidas. A Agroicone preparou um documento para a Comissão em que cita trabalhos não publicados de 2018 de Agrosatelite que demonstram uma enorme redução da fração de florestas na expansão da soja no Cerrado (especialmente na região de Matipoba) em 2014-2017, passando de 23 % em 2007-2014 para 8 % em 2014-2017. Óleo de palma Utilizando uma amostragem de plantações de óleo de palma em dados de satélite, [Vijay et al. 2016] estimaram a fração da expansão do óleo de palma para florestas no período de 1989 a 2013 e apresentaram os resultados por país. Ao estabelecer essas médias nacionais em relação ao aumento da superfície nacional de colheita de óleo de palma no período de 2008 a 2016, o estudo deduziu que, a nível mundial, 45 % da expansão do óleo de palma se fazia para terrenos que eram florestas em 1989. Os dados suplementares de [Henders et al. 2015] atribuíram, para o período de 2008 a 2011, uma média de 0,43 Mha/ano de desflorestação observada resultante da expansão do óleo de palma, o que representa 45 % do aumento estimado da superfície plantada mundial de óleo de palma nesse período . Num estudo global para a Comissão Europeia, [Cuypers et al. 2013) atribuíram a desflorestação medida a diferentes fatores, tais como a exploração florestal, o pastoreio e diversas culturas, a um nível nacional. Nas suas conclusões, 59 % da expansão do óleo de palma está ligada à desflorestação entre 1990 e 2008.



Comparação dos estudos regionais relativos à Indonésia e Malásia Percentagem estimada da expansão para florestas anos Malásia Indonésia Resto do mundo % da expansão mundial de palmeiras (2008-2015) 2008-2015 15 % 67 % 17 % Malásia Peninsular Parte malaia de Bornéu Parte indonésia de Bornéu Resto da Indonésia % da expansão nacional em 2008-2015 2008-2015 19 % 81 % 77 % 23 % Gaveau et al. 2016 2010-2015 75 % 42 % Abood et al. 2015 2000-2010 >36 % SARvision 2011 2005-2010 52 % Carlson et al. 2013 2000-2010 70 % Gunarso et al. 2013 2005-2010 >6 % Gunarso et al. 2013 2005-2010 47 % 37-75 % Austin et al. 2017 2005-2015 >20 % Vijay et al. 2016 2013 40 % 54 % 13 % Vijay et al. 2016 2013 45 % [Abood et al. 2015) constataram que a desflorestação de 1,6 milhões de hectares verificada entre 2000 e 2010 na Indonésia ocorreu em concessões exploradas por produtores industriais de óleo de palma. Ou seja, 36 % da expansão total da superfície de óleo de palma nesse período, de acordo com os dados do Governo da Indonésia. Para o mesmo período, [Carlson et al. 2013] estimaram uma percentagem de desflorestação mais elevada: 1,7 Mha de perda de florestas nas concessões de óleo de palma na parte indonésia de Bornéu; cerca de 70 % da expansão da superfície de colheita nessa região [Malins 2018]. Num documento posterior, [Carlson et al. 2018] comunicaram uma perda de florestas de 1,84 Mha em concessões de óleo de palma na parte indonésia de Bornéu e de 0,55 Mha em Sumatra, no período de 2000-2015. [SARvision 2011] constatou que, de 2005 a 2010, 865 mil hectares de floresta foram abatidos dentro dos limites das concessões de óleo de palma conhecidas em Sarawak, na província malaia de Bornéu, onde se verifica a maior parte da expansão do óleo de palma. O que corresponde a cerca de metade do aumento da superfície de colheita de óleo de palma nesse período . [Gaveau et al. 2016] cartografaram a sobreposição da desflorestação com a expansão das plantações industriais de óleo de palma (ou seja, excluindo os pequenos agricultores) em Bornéu, com intervalos de 5 anos, no período de 1990 a 2015. Salientam que a grande maioria das plantações de óleo de palma em Bornéu era florestas em 1973; verificam-se frações inferiores de desflorestação quando se limita o período entre o abate das árvores e a plantação de óleo de palma. Os seus resultados mostram que, no que diz respeito às plantações industriais de óleo de palma na parte indonésia de Bornéu, cerca de 42 % da expansão entre 2010 e 2015 fez-se para terrenos que eram florestas apenas cinco anos antes; no que se refere à parte malaia de Bornéu, a percentagem foi de cerca de 75 %. A avaliação aplicou uma definição mais restritiva de floresta do que a Diretiva Energias Renováveis II, considerando apenas florestas com um coberto florestal superior a 90 %, e excluindo as florestas secundárias (ou seja, florestas e zonas arbustivas de repovoamento após abate antigo ou incêndio). Num documento posterior, [Gaveau et al. 2018] demonstraram, para o período de 2008-2017, que na parte indonésia de Bornéu, 36 % da expansão de plantações industriais (88 % das quais eram de óleo de palma) ocorreu em florestas antigas abatidas no mesmo ano, enquanto na parte malaia de Bornéu a média foi de 69 %. No caso da parte indonésia de Bornéu, verifica-se uma forte correlação entre a taxa de desflorestação causada por plantações em diferentes anos e o preço do óleo de palma em bruto na época anterior, ao passo que na parte malaia de Bornéu, a correlação foi mais fraca, o que sugere um planeamento da desflorestação centralizado e a mais longo prazo. Os resultados mostraram que a taxa de expansão do óleo de palma baixou depois do seu pico em 2009-2012, enquanto a fração da mesma em detrimento das florestas se manteve estável. [Gunarso et al 2013] analisaram as alterações da cobertura do solo associadas à expansão do óleo de palma na Indonésia e na Malásia para a Mesa-Redonda sobre Óleo de Palma Sustentável (RSPO). As alterações mais recentes por estes comunicadas referem-se a superfícies de palmeiras que foram plantadas de 2005 a 2010. Mostram a percentagem desta superfície que se encontrava em várias categorias de usos do solo em 2005. Acrescentando as categorias que corresponderiam de forma inequívoca à definição de floresta da diretiva, obteve-se um mínimo de 37 % de expansão para florestas em toda a Indonésia. No entanto, outras categorias de usos do solo comunicadas incluem zonas de matagal (que correspondem principalmente a florestas degradadas, de acordo com o documento), o que corresponderia em termos gerais à definição de floresta estabelecida na diretiva. Trata-se de uma categoria importante na Indonésia, uma vez que as florestas nas proximidades de plantações têm sido frequentemente degradadas por incêndios muitos anos antes da expansão das plantações para esses terrenos. Ao contabilizar estes tipos de usos anteriores como floresta (como poderiam ter sido em 2000), eleva-se a percentagem total de desflorestação na Indonésia no período de 2005-2010 para cerca de 75 %, confirmando aproximadamente as constatações de [Carlson 2013]. Em relação à Malásia [Gunarso et al. 2013] comunicaram que, entre 2006 e 2010, 34 % da expansão do óleo de palma se fez diretamente para florestas. No entanto, também referiram uma considerável expansão para «solos nus» em 2006, supondo que alguns deles estavam nus por estarem a ser convertidos a partir de florestas. Com base nas suas informações suplementares, pode-se observar que mais de um terço dos solos nus em 2006 tinham sido florestas seis anos antes, o que indica que é provável que tenham sido superfícies florestais abatidas que estavam prontas para plantação. A inclusão destas zonas florestais contribuiria para aumentar a fração da expansão do óleo de palma associada à desflorestação para 47 % na Malásia.

Em vez de utilizar imagens de satélite para identificar o anterior uso dos solos onde as plantações de óleo de palma da Indonésia se expandiram, [Austin et al. 2017] remeteram para os mapas de uso dos solos elaborados pelo Ministério do Ambiente e das Florestas da Indonésia. Constataram que apenas cerca de 20 % dos terrenos utilizados para a expansão do óleo de palma industrial em 2005-2015 tinham sido classificados como «florestas» nesses mapas cinco anos antes. A sua definição de floresta especifica > 30 % de coberto florestal (em vez dos 10 % estabelecidos na diretiva) e não inclui zonas de matagal que, por vezes, poderiam ser classificadas como florestas na aceção da diretiva. Outros 40 % da expansão do óleo de palma ocorreram em categorias de uso do solo que incluíam zonas de matagal. Por estas razões, considera-se que é provável que o valor de 20 % de expansão para floresta de [Austin et al. 2017] em 2010-2015 esteja subestimado para fins do presente relatório.



Estimativa da percentagem de expansão do óleo de palma para florestas no resto do mundo ano de expansão América Latina África resto da Ásia % da expansão mundial de óleo de palma (2008-2015) 2008-2015 9 % 3 % 5 % Furumo e Aide 2017 2001-2015 20 % Maaijard et al. 2018 6 % Vijay et al. 2016 2013 21 % 6 % 4 % média ponderada para o resto do mundo 2013 13 % Conforme apresentado no quadro, são comunicadas percentagens mais baixas de expansão para florestas no resto do mundo. Com a ponderação dos resultados relativos à América Latina, África e resto da Ásia (excluindo a Indonésia e a Malásia) foi derivada uma percentagem média de 13 % de expansão das plantações de óleo de palma para florestas. De um modo geral, tendo em conta os resultados dos estudos regionais sobre a expansão do óleo de palma para terrenos com elevado teor de carbono na Malásia e na Indonésia e os dados relativos a essa expansão no resto do mundo, a percentagem média mundial de 45 % de expansão do óleo de palma para florestas proposta por [Vijay et al. 2016] pode ser considerada uma boa estimativa. Fração da expansão do óleo de palma para turfeiras [Abood et al. 2014) constataram que 21 % das concessões conhecidas de óleo de palma da Indonésia se situavam em turfeiras e 10 % em turfeiras profundas (> 3 metros), que devem ser protegidas de drenagem ao abrigo de um decreto governamental da Indonésia de 1990. Entre 2000 e 2010, comunicaram que foram perdidos 535 mil hectares de florestas pantanosas de turfa nas concessões de óleo de palma da Indonésia, o que representa 33 % da expansão do óleo de palma nas concessões. [Miettinen et al. 2012, 2016] analisaram imagens de satélite de alta resolução para rastrear a expansão de plantações de palmeiras adultas para turfeiras entre 1990 e 2015. Utilizaram o Arquivo Digital Europeu de Mapas de Solos do JRC para identificar zonas de turfa e comunicam que, entre 2007 e 2015, se verificou uma expansão das plantações de óleo de palma de 1089 mil hectares para as turfeiras da Indonésia e de 436 mil hectares para as turfeiras da Malásia. A divisão pelo aumento da superfície de plantações de palmeiras adultas durante esse período resulta numa percentagem de expansão do óleo de palma para turfeiras de 24 % na Indonésia e de 42 % na Malásia. Relativamente ao período de comunicação de informações mais recente (2010-2015), os valores correspondentes são de 25 % e 36 %. O Conselho do Óleo de Palma da Malásia publicou um estudo sobre o óleo de palma [Omar et al. 2010], com base na identificação SIG do cultivo de óleo de palma, e um mapa dos solos do Ministério da Agricultura da Malásia. Comunicam que se verificou que a percentagem de cultivo de palmeiras em turfeiras na Malásia aumentou de 8,2 % em 2003 para 13,3 % em 2009, o que corresponde, respetivamente, a 313 e 666 mil hectares. No mesmo período, os seus dados mostram que a superfície total de óleo de palma passou de 3813 para 5011 mil hectares, pelo que a fração dessa expansão para turfeiras se eleva a 30 %. [SARvision 2011] constatou que, no período de 2005 a 2010, 535 mil hectares de florestas de turfa foram abatidos dentro dos limites das concessões de óleo de palma conhecidas em Sarawak, na província malaia onde se verifica a maior parte da expansão do óleo de palma. Tal corresponde a cerca de 32 % do aumento da superfície de colheita de óleo de palma nesse período . Este estudo não tem em conta a perda de florestas de turfa em benefício do óleo de palma fora dos limites das concessões, nem a conversão de turfeiras que não estavam cobertas por florestas no momento da conversão. [Gunarso et al. 2013) comunicam uma percentagem anormalmente baixa de expansão do óleo de palma para turfeiras na Malásia (apenas 6 % entre 2000 e 2010, de acordo com as suas informações suplementares). Este nível é muito inferior a qualquer outra estimativa, mesmo de fontes malaias, pelo que não foi tida em conta . Relativamente à Indonésia, os dados suplementares de [Gunarso et al. 2013] mostram que 24 % da expansão do óleo de palma entre 2005 e 2010 se fez para pântanos de turfa e que esse nível só sobe para cerca de 26 % se for incluída a conversão dos pântanos de turfa através de «solos nus». [Austin et al. 2017] comunicam que, na Indonésia, a fração da expansão do óleo de palma para turfeiras se manteve em cerca de 20 % em todos os períodos por eles estudados (1995-2015), sem qualquer correção para ter em conta os «solos nus». A razão pela qual os resultados de Austin são mais baixos que os dos outros decorre da utilização do mapa de turfeiras BBSDLP do Ministério da Agricultura da Indonésia (H. Valin, comunicação privada, 5 de dezembro de 2018). O mapa do BBSDLP não inclui superfícies com menos de 0,5 m de profundidade de turfa , o que explica, em parte, a razão pela qual a percentagem de superfície de turfa é 13,5 % inferior à dos mapas de Wetlands International, os quais, por sua vez, também subestimam provavelmente a superfície de turfa em cerca de 10-13 %, de acordo com levantamentos no terreno [Hooijer e Vernimmen 2013]. Não estão disponíveis dados quantitativos sobre a fração da expansão do óleo de palma para turfeiras no resto do mundo. Entre 2008 e 2015, 9 % da expansão do óleo de palma ocorria na América Latina, 5 % no resto da Ásia e 3 % em África. Há zonas consideráveis de turfa tropical na América do Sul, especialmente no Peru, na Bolívia, na Venezuela e ao longo da Amazónia, mas não são superfícies significativas de produção de óleo de palma. No entanto, o maior pântano de turfa tropical do mundo situa-se na bacia do Congo. Nesse local, já tinha sido autorizada, pelo menos, uma grande concessão de óleo de palma de 470 mil hectares (o que equivale, por exemplo, a 10 % da superfície total de óleo de palma na Malásia), 89 % da qual em turfeiras [Dargie et al. 2018]. O receio é que, com o abrandamento do crescimento da produção nos países do Sudeste da Ásia, se verifique um maior fluxo de investimentos para o desenvolvimento da cultura do óleo de palma em turfeiras em África e na América Latina. Atribuindo um maior peso aos resultados de [Miettinen et al. 2012, 2016], que podem ser considerados como os dados mais avançados da literatura científica e pressupondo uma drenagem nula de turfeiras para o cultivo de palmeiras no resto do mundo, obtém-se uma estimativa média ponderada interpolada de 23 % de expansão do óleo de palma para turfeiras em todo o mundo no período entre 2008 e 2011.

Cana-de-açúcar Mais de 80 % da expansão da cana-de-açúcar a nível mundial ocorreu no Brasil no período entre 2008 e 2015. [Cuypers et al. 2013] estimaram que 36 % da expansão mundial de cana-de-açúcar entre 1990 e 2008 se fez para terrenos que eram anteriormente florestas. No entanto, é provável que se trate de uma sobrestimação para fins da análise: a desflorestação foi repartida entre a silvicultura, a expansão das pastagens e a expansão das diferentes culturas, à escala nacional. O nível de desflorestação atribuído às pastagens foi reduzido uma vez que praticamente não apresentaram uma expansão líquida; em contrapartida, a cana-de-açúcar expandiu-se muito e, por conseguinte, foi-lhe atribuído um elevado nível de desflorestação nacional. No entanto, as regiões do Brasil onde a cana-de-açúcar se expandiu, na maior parte não se sobrepõem a superfícies de elevada desflorestação, e este facto não foi considerado na análise de [Cuypers et al. 2013]. [Adami et al. 2012) comunicaram que apenas 0,6 % da expansão da cana-de-açúcar na região Centro-Sul do Brasil foi para florestas no período entre 2000 e 2009. Embora a região tenha representado cerca de 90 % da expansão mundial de cana-de-açúcar nesse período, verificou-se alguma expansão noutras regiões do Brasil não abrangidas por esse estudo. [Sparovek et al. 2008] concordaram que, no período de 1996 a 2006, a expansão da cana-de-açúcar na região do Centro-Sul do Brasil se fazia quase totalmente para pastagens ou outras culturas (uma vez que restam muito poucas florestas nessa região); no entanto, outros 27 % da expansão ocorreram em zonas «periféricas» em torno e no interior do bioma da Amazónia, no Nordeste e no bioma da Floresta Atlântica. Nessas regiões periféricas, havia uma correlação entre a perda de florestas por município e a expansão da cana-de-açúcar. No entanto, no documento não são apresentados quaisquer valores da percentagem da expansão para florestas. Consequentemente, não foi possível derivar da literatura uma quantificação adequada da desflorestação devida à cana-de-açúcar. Milho Os cereais como o milho não são geralmente considerados uma causa de desflorestação, uma vez que a maior parte da produção ocorre em zonas temperadas onde a desflorestação é normalmente modesta. No entanto, o milho é também uma cultura tropical, frequentemente cultivada por pequenos agricultores e também muitas vezes cultivada em regime de rotação com a soja em grandes explorações agrícolas. E uma parte desproporcionada da expansão do milho ocorre em regiões tropicais em que a desflorestação é mais comum e com grande intensidade de emissões de carbono. A expansão na China concentrou-se em terrenos marginais no nordeste do país [Hansen 2017], que se pressupõe serem essencialmente pastagens de estepe em vez de florestas. A percentagem da expansão no Brasil e na Argentina poderia ser equipada à da desflorestação decorrente da soja no Brasil. [Lark et al. 2015] constataram que, da expansão do milho verificada entre 2008 e 2012 nos EUA, 3 % se fez à custa das florestas, 8 % de áreas arbustivas e 2 % de zonas húmidas. No entanto, é difícil fazer uma estimativa global sem analisar em pormenor o que se passa em cada país.



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Tendo em conta a falta de mapas mundiais atualizados para cada uma das culturas, bem como a falta de informações coerentes sobre a sua expansão ao longo do tempo, um dos principais pressupostos utilizados na nossa análise é que a desflorestação total e as emissões de GEE associadas que ocorrem numa zona desde 2008 podem ser atribuídas a uma cultura específica com base na superfície agrícola de cada cultura relativamente à superfície agrícola total, incluindo as pastagens, presente no mesmo píxel do mapa de culturas. Dados relativos à desflorestação Os mapas publicados sobre a perda anual de coberto florestal a nível mundial derivados das observações por satélite Landsat, disponíveis na Global Forest Watch relativamente aos anos de 2001 a 2017 constituíram a base da nossa análise da desflorestação. Os dados relativos às perdas de coberto florestal estão disponíveis com uma resolução de 30 metros ou uma dimensão de píxel de 0,09 hectares. Os dados originais relativos às perdas de coberto florestal de Hansen et al. (2013) não distinguem entre a conversão permanente (ou seja, a desflorestação) e a perda temporária de coberto florestal decorrente da silvicultura ou de incêndios florestais. Por conseguinte, nesta análise incluímos apenas o subconjunto dos píxeis relativos à perda de coberto florestal em zonas dominadas por desflorestação induzida por matérias-primas agrícolas, conforme cartografadas com uma resolução de 10 quilómetros por Curtis et al. (2018) . Por conseguinte, foram excluídas da análise as zonas onde são dominantes outros fatores, como a silvicultura ou a agricultura itinerante. Na classe da desflorestação induzida por matérias-primas, apenas foram considerados para análise os píxeis com uma percentagem de coberto florestal superior a 10 %, sendo a «percentagem de coberto florestal» definida como a densidade do coberto florestal da superfície dos terrenos em 2000. Tendo em conta os critérios específicos previstos na Diretiva Energias Renováveis II (ver alíneas b) e c) na secção Contexto supra), os resultados da análise foram desagregados em desflorestação nos anos 2008 a 2015 relativamente a superfícies com um coberto florestal superior a 30 % e áreas com 10-30 % de coberto florestal. [Curtis et al. (2018) salientam que podem estar presentes múltiplos fatores de perda de florestas numa paisagem num dado momento e que o fator dominante pode variar em diferentes anos durante o período de estudo de 15 anos; o seu modelo atribuiu apenas um fator dominante que contribuiu para a maior parte da perda de coberto florestal nessa paisagem durante o período estudado. Um pressuposto nesta análise foi que toda a perda de coberto florestal em zonas dominadas por desflorestação induzida por matérias-primas agrícolas corresponde à expansão de novas zonas agrícolas. Este pressuposto tenderia a sobrestimar o efeito das culturas de matérias-primas agrícolas nesses píxeis. Por outro lado, a agricultura pode também expandir-se para zonas dominadas pela agricultura itinerante ou pela silvicultura; outras classes do mapa de Curtis et al. (2018) que foram excluídas da nossa análise. Tal implica que o método poderia subestimar a desflorestação decorrente das culturas. No entanto, a pegada das nove culturas incluídas nesta análise inscreve-se principalmente na classe de desflorestação induzida por matérias-primas agrícolas e, por conseguinte, presumiu-se que as superfícies cultivadas fora desta classe tinham rácios de superfície reduzidos (ver a secção Modelo de Atribuição das Culturas infra) e, por conseguinte, a contribuição destas zonas para os totais finais deveria ser pequena. Dados relativos a turfeiras A extensão das turfeiras foi definida utilizando os mesmos mapas de Miettinen et al. 2016, que cartografaram as alterações no uso do solo de 1990 a 2015 nas turfeiras da Malásia Peninsular, Sumatra e Bornéu. Relativamente a Sumatra e Kalimantan, Miettinen et al. (2016) incluíram as turfeiras do Atlas de Turfeiras Wetlands International a 1:700 000 [Wahyunto et al. 2003, Wahyunto et al. 2004), em que as turfeiras foram definidas da seguinte forma: «solos formados pela acumulação, num longo período de tempo, de matéria orgânica, como por exemplo os restos de plantas». Em geral, os solos de turfa estão saturados de água ou inundados durante todo o ano, a menos que sejam drenados. Conforme referido por Wahyunto e Suryadiputra (2008), os atlas de turfeiras compilaram, por sua vez, dados de uma variedade de fontes que utilizaram primariamente imagens de satélite (dados de satélite, radar e fotografia aérea), bem como levantamentos e cartografia dos solos, para cartografar a distribuição das turfeiras. Relativamente à Malásia, foram utilizadas as turfeiras do Arquivo Digital Europeu de Mapas de Solos (Selvaradjou et al. 2005). Foi realizada uma análise específica da desflorestação resultante da expansão do óleo de palma para solos de turfa devido à importância da turfa na afetação geral de solos nesta cultura destinada a biocombustíveis e à pegada de GEE. Utilizando dados da expansão industrial do óleo de palma de Miettinen et al. 2016, foi estimada a superfície de perda de coberto florestal verificada antes do ano da expansão conhecida de óleo de palma no período de 2008 a 2015. Dados relativos às emissões de GEE Foram estimadas as emissões resultantes da desflorestação desde 2008 em termos de perda de carbono do reservatório de biomassa aérea. As emissões são expressas em unidades de megatoneladas de dióxido de carbono (Mt CO2). As emissões resultantes da perda de biomassa aérea foram calculadas mediante a sobreposição do mapa de perda de coberto florestal (de 2008 até 2015) com um mapa da biomassa lenhosa viva aérea em 2000. O mapa de biomassa, produzido pelo Woods Hole Research Center e derivado de observações de satélite e em terra, está disponível na Global Forest Watch. Presumiu-se que todas as perdas de biomassa são emissões «libertadas» para a atmosfera quando do abate das árvores, embora haja desfasamentos temporais associados a algumas causas da perda florestal. As emissões são estimativas «brutas» e não estimativas «líquidas», o que significa que não foi considerado o uso do solo após o abate de árvores, bem como o seu valor de carbono associado. Pressupôs-se que a fração de carbono da biomassa aérea era de 0,5 (PIAC 2003) e o carbono foi convertido em dióxido de carbono utilizando um fator de conversão de 44/12, ou 3,67. Uma das vantagens da utilização de um mapa de biomassa florestal baseada em píxeis com valores contínuos, em vez da atribuição de valores de reserva de carbono categóricos a diferentes tipos de cobertura do solo (por exemplo, florestas, áreas arbustivas, valores de nível 1 do Painel Intergovernamental sobre as Alterações Climáticas (PIAC), etc.) é o facto de os dados utilizados para estimar a perda de biomassa serem totalmente independentes da escolha do mapa de cobertura do solo utilizado para estimar as alterações do uso do solo. As emissões associadas a outros reservatórios de carbono, como a biomassa subterrânea (raízes), madeira morta, lixo e carbono no solo, incluindo a decomposição da turfa ou os incêndios de turfa, foram excluídas da análise. Extensão da análise A extensão da análise global foi definida sobrepondo o mapa da desflorestação induzida por matérias-primas agrícolas (Curtis et al. 2018) com as culturas relevantes para os biocombustíveis de interesse (óleo de palma, coco, trigo, colza, milho, soja, beterraba sacarina, girassol e cana-de-açúcar). Apenas foram considerados na análise os píxeis incluídos numa das nove culturas de interesse e que diziam respeito à classe de desflorestação induzida por matérias-primas agrícolas. Modelo de atribuição das culturas A desflorestação total e as emissões num determinado píxel de 1 quilómetro foram atribuídas a diferentes culturas de biocombustíveis de interesse com base na proporção de cada cultura presente no píxel («Cultura X», por exemplo soja) relativamente à superfície total de terrenos agrícolas no píxel, definida como a soma dos terrenos de cultura e de pastagem. Desta forma, a contribuição relativa de cada cultura de biocombustíveis para a pegada agrícola total do píxel serviu de base para a atribuição da desflorestação associada e da pegada em termos de emissões de GEE. Uma vez que não estava disponível um mapa único, globalmente coerente e atualizado dos terrenos agrícolas desagregados por tipo de cultura, aplicámos um processo em duas etapas para estimar o papel relativo de cada cultura de biocombustíveis de interesse na desflorestação e as emissões num determinado local (Eq. 1). Numa primeira etapa, utilizámos os dados disponíveis relativos às culturas no ano mais recente (MapSPAM, ano de 2005) para calcular o rácio entre a Cultura X e a totalidade dos terrenos agrícolas no interior de um píxel. Na segunda etapa, usámos os dados de EarthStat (ano 2000) para calcular o rácio entre a totalidade dos terrenos agrícolas em relação à totalidade das pastagens + terrenos agrícolas dentro de um píxel. (Os dados de EarthStat foram utilizados pelo facto de o MapSPAM não incluir mapas de terrenos de pastagem e de a expansão para terrenos de pastagem também desempenhar um papel na dinâmica da desflorestação.). Combinando estas duas etapas foi possível aproximar a contribuição relativa da Cultura X da pegada agrícola total num determinado píxel, embora recorrendo a diferentes fontes de dados relativos a diferentes períodos de tempo. Equação 1: Cálculos finais Uma vez criados os mapas de atribuição de culturas relativos a cada cultura de biocombustível de interesse, multiplicámos a desflorestação total e as emissões de GEE pela proporção da Cultura X em cada píxel de 1 quilómetro e calculámos as estatísticas globais de síntese desagregadas por desflorestação e emissões em terrenos com uma densidade de coberto florestal superior a 30 % e em terrenos com uma densidade de coberto florestal de 10-30 %.