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Cours de politiques d’environnement. Sébastien Rouillon, 2014 (Première version : 2014). La fiscalité de l’environnement dans l’OCDE. Les taxes reliées à l’environnement Détails sur quelques taxes importantes Taxes sur les carburants Taxes sur les véhicules à moteur

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cours de politiques d environnement

Cours de politiques d’environnement

Sébastien Rouillon, 2014

(Première version : 2014)

la fiscalit de l environnement dans l ocde
La fiscalité de l’environnement dans l’OCDE

Les taxes reliées à l’environnement

Détails sur quelques taxes importantes

Taxes sur les carburants

Taxes sur les véhicules à moteur

Taxes sur les déchets

les taxes reli es l environnement
Les taxes reliées à l’environnement

L’OCDE définit comme taxe reliée à l’environnement :

  • tout versement obligatoire, payé au profit des administrations publiques, sans contrepartie compensatoire, et réputé avoir un effet potentiel sur l’environnement.

Remarque : Dans le cas où le paiement est la contrepartie d’un service rendu, on parle de redevances.

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

http://www.oecd.org/env/tools-evaluation/taxes.htm

base de donn es ocde aee
Base de données – OCDE/AEE

La base de données de l’OCDE et de l’AEE recensent environ 375 taxes reliées à l’environnement, au sein de l’OCDE.

En classant par domaines, on obtient la répartition :

  • 150 taxes sur les énergies ;
  • 125 taxes sur les véhicules à moteur ;
  • 50 taxes sur les déchets ;
  • 40 taxes autres (azote, batteries, bruit, emballages, pesticides, pneus, etc.).

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

base de donn es ocde aee1
Base de données – OCDE/AEE

Fig. 1 – Taxes reliées à l’environnement , OCDE, en % du PIB.

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

base de donn es ocde aee2
Base de données – OCDE/AEE

Fig. 2 – Taxes reliées à l’environnement , OCDE, en % des recettes fiscales.

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

base de donn es ocde aee3
Base de données – OCDE/AEE

Fig. 3 – Taxes reliées à l’environnement , OCDE, par habitants.

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

base de donn es ocde aee4
Base de données – OCDE/AEE

Fig. 4 – Recettes des taxes reliées à l’environnement , OCDE,

par assiettes fiscales, en 1995.

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

base de donn es ocde aee5
Base de données – OCDE/AEE

On note peu de changements à noterdepuis 1995, sauf :

  • un report des taxes sur l’essence au plomb, sur l’essence sans plomb et le diesel ;
  • l’accroissement significatif des taxes :
    • sur les déchets (Cf. Fig. 5) ;
    • sur certains produits posant des problèmes de traitement en fin de vie (batteries, huile, pneus, etc.).

Fig. 5 – Recettes des taxes sur les déchets, en % des recettes des taxes reliées à l’environnement (*).

(*) Autriche, République Tchèque, Danemark, Pays-Bas, Norvège, Suède, Suisse et Royaume-Unis.

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

taxes sur les carburants
Taxes sur les carburants

On constate :

  • de fortes différences entre les pays (plus faibles en Amérique du nord) ;
  • des variations entre 2000 et 2005, à la baissecomme à la hausse ;
  • des taxes souvent plus faiblessur le gazole (sauf en Australie, aux Etats-Unis, au Royaume-Unis et en Suisse).

Fig. 6 – Taxes sur l’essence et le gazole, OCDE, € par litre.

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

taxes sur les carburants1
Taxes sur les carburants

La Fig. 6 montre aussi les coûts externes associés aux deux carburants (cf. les lignes en pointillés), pour le Royaume-Uni et les Etats-Unis (Newberry, 2005 ; Parry and Small, 2005).

Ils incluent les coûts sociaux (accidents, congestion, effet de serre, pollution de l’air, etc.), sous l’hypothèse que les recettes générées servent à diminuer certaines taxes désincitatives (taxes sur le capital et travail).

La Fig. 7 ci-contre détaille l’évaluation faite par Parry et al. (2006).

Fig. 7 – Dommages liés à l’usage de l’automobile (Parry et al, 2006).

Parry et al. (2006), “Automobile Externalities and Policies”, RFF.

taxes sur les carburants2
Taxes sur les carburants

Il y a plusieurs ex. de taxations différentielles des carburants, sur critères environnementaux.

Un ex. passé est le différentiel entre l’essence au plomb et sans plomb.

La Fig. 8 recense quelques taxes différentielles, selon la teneur en soufre des carburants, dans 7 pays de l’OCDE.

La Fig. 9 montre qu’après son introduction au Royaume-Uni, en 1999 et 2001, pour le gazole et l’essence, respectivement, les carburants les plus polluants disparaissent rapidement.

Fig. 8 – Ecarts de taxation, selon la teneur en soufre des carburants, 2005 .

Fig. 9 – Recettes des taxes différentielles, R.-U.

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

taxes sur les v hicules moteur
Taxes sur les véhicules à moteur

Les taxes reliées à l’environnement, assises sur les véhicules à moteur, sont payées soit :

  • Par le premier acquéreur ;
  • Par chaque nouvel acquéreur ;
  • Périodiquement.

La Figure 10 présente la taxe sur les véhicules à moteur, en Norvège.

Fig. 10 – Calcul de la taxe sur les véhicules à moteur, en Norvège, 2006.

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

taxes sur les d chets
Taxes sur les déchets

La figure 11 montrent les taxes sur l’enfouissement dans quelques pays de l’OCDE.

Elles sont prélevées soit à l’achat des produits, soit à la collecte des déchets.

Dans quelques pays (en Norvège, notamment), des différentiels de taxes sont introduits, suivant le mode de traitement, par enfouissement ou par incinération.

Fig. 11 – Taxes sur l’enfouissement des déchets municipaux.

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

taxes sur les d chets1
Taxes sur les déchets

Dans la Fig. 11, les traits en pointillés donnent quelques ordres de grandeurs des coûts privés et sociaux des déchets.

La Fig. 12 détaille les évaluations de Bartelings et al. (2005), pour les Pays-Bas.

Les données sont données sous la forme : meilleure estimation (estimation basse - estimation haute).

Fig. 12 – Coûts privés et sociaux de l’incinération et de l’enfouissment, au Pays-Bas, en euros par tonne.

Bartelingset al. (2005), “Effectiveness of landfill taxation”.

www.ivm.falw.vu.nl/Research_output/index.cfm/

home_subsection.cfm/subsectionid/FF91BCBD-EAFE-426A-ABB8184073A39BBF

d rogations
Dérogations…

L’OCDE recense 1150 exemptions, introduites pour des raisons sociales, environnementales ou économiques.

Fig. 13 – Recensement des dérogations aux taxes reliées à l’environnement .

OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

les march s de permis d missions
Les marchés de permis d’émissions

Naissance d’une idée

Emission Trading Program

Lead Phase-out Program

Le programme AcidRain.

historique sch matique
Historique schématique

Les marchés de permis d’émissions ont émergé en 4 phases :

  • de réflexion, avec :
    • des travaux théoriques de Coase, Crocker et Dales ;
    • des expériences de flexibilité menées par l’EPA ;
  • de découverte, avec la réforme du CAA en 1977 ;
  • d’expérimentation, avec le programme AcidRain, en 1990 ;
  • de généralisation, avec le protocole de Kyoto et le marché du carbone européen.

Coase, R.H. (1960), “The Problem of Social Cost”, Journal of Law and Economics, 3, 1-44.

Crocker, T. D. (1966). The Structuring of Atmospheric Pollution Control Systems. The Economics of Air Pollution. H. Wolozin. New York, W. W.Norton & Co.: 61-86.

Dales, J. H. (1966), “Land, Water, and Ownership”, Canadian Journal of Economics, 1(4): 791-804.

Fig. 14 – Trois articles fondateurs.

clean air act 1970
Clean Air Act (1970)

En 1970, le Clean Air Act (CAA) fait de la pollution de l’air une prérogative du gouvernement fédéral, gérée par l’Environmental Protection Agency (EPA) :

L’EPA impose des normes nationales de qualité de l’air (National Ambient Air Quality Standard) pour six polluants :

Les normes, définies par rapport aux meilleures technologies disponibles, sont strictes.

  • le dioxyde de soufre,
  • le monoxyde de carbone,
  • les particules en suspension,
  • les oxydes d’azote,
  • l’ozone
  • le plomb (après 1975).
clean air act 19701
Clean Air Act (1970)

L’EPA découpe le territoire américain en 247 zones, classées en deux catégories, selon qu’elles sont en conformité avec les normes de qualité de l’air ou non (attainmentou non-attainment area).

Les Etats doivent mettre en place des State Implementation Plan (SIP), fixant les émissions autorisées des sources sous leur juridiction, pour atteindre les normes de qualité de l’air.

Les SIP sont encadrés par une réglementation fédérale stricte. En particulier :

  • l’installation de nouvelles sources est interdite dans les zones dépassant les normes de qualité de l’air ;
  • La modification d’une source existante est autorisée à conditions d’adopter les meilleures technologies disponibles.
emissions trading 1976
Emissions trading (1976)

Devant l’échec de cette politique, l’EPA assouplit le CAA, à partir de 1977, en proposant aux Etats 4 mécanismes de flexibilité :

  • La compensation externe (offset, 1976) ;
  • La compensation interne (netting, 1977) ;
  • Les bulles (bubbles, 1979) ;
  • La mise en réserve (banking, 1979).

On peut considérer qu’il s’agit de la première tentative d’expérimentation d’un marché de permis d’émissions.

emissions trading offset 1976
Emissions trading/Offset (1976)

La compensation externe, agréée par l’Etat, permet à une entreprise :

  • d’implanter une nouvelle source dans une zone non conforme,

à condition de compenser :

  • soit en réduisant les émissions d’autres sources lui appartenant ;
  • soit en finançant la réduction des émissions d’autres sources ne lui appartenant pas.
emissions trading netting 1977
Emissions trading/Netting (1977)

La compensation interne, agréée par l’Etat,permet à une entreprise :

  • de modifier une source existante, sans respecter les normes technologiques en vigueur;

à condition de compenser :

  • en réduisant les émissions d’autres sources lui appartenant.
emissions trading bubbles 1979
Emissions trading/Bubbles (1979)

Une bulle est un regroupement de plusieurs sources, agréé au niveau fédéral par l’EPA.

Le mécanisme proposé repose sur la notion de crédits de réduction des émissions (Emission ReductionCredits), permettant aux sources faisant mieux que leurs émissions autorisées :

  • à utiliser l’excédent dans la même entreprise ;
  • à le capitaliser pour un usage futur ;
  • à le vendre à d’autres usines.

En pratique, ceci permet aux sources de la bulle de se réallouer librement les émissions autorisées par le SIP.

emissions trading banking 1979
Emissions trading/Banking (1979)

La mise en réserve (le banking) autorise une entreprise à épargner les crédits de réduction d’émissions de l’année, pour être utilisés ou vendus plus tard

emissions trading bilan
Emissions trading/Bilan

Hahn et Hester (1987) estiment que l’Emissions trading at permis :

  • des économies de coût de réduction des émissions, estimées entre 0,5 et 12 milliards de $ ;
  • sans contrepartie environnementale.

Son bilan serait inférieur aux prévisions, en raison de :

  • l’opacité des critères d’agrément des bulles ;
  • la faible taille de certains marchés ;
  • des coûts de transaction élevés.

Fig. 14 – Evaluation du progromme Emissions tading.

Hahn et Hester (1989), "Marketable Permits: Lessons for Theory and Practice", Ecology Law Quaterly, 16(2): -.

lead phase out
Lead Phase-out

Objectifsenvironnementaux

Instrument économique

Les E.-U. limitent la teneur en plomb des carburants depuis 1973.

En 1981, il est décidé de durcir la norme selon le calendrier suivant :

  • 1,1 g/gallon, en 1981,
  • 0,5 g/gallon, en 1985,
  • 0,1 g/gallon, en 1987.

Entre 1982 à 1986, l’EPA crée un marché de droits à utiliser du plomb :

  • alloués gratuitement, en quantité égale à la production de carburant, multipliée par la norme ;
  • sont capitalisables à partir de 1985.
lead phase out1
Lead Phase-out

La Fig. 15 illustre le fonctionnement du marché, en distinguant les petites et les grandes raffineries.

Avant 1985, les petites raffineries dépassent la norme, achetant des droits aux grandes raffineries ;

En 1985, toutes raffineries font mieux que la norme, capitalisant des droits pour les années suivantes.

Une étude préalable de l’EPA chiffrait les économies pour les raffineurs à 226 millions de $.

Fig. 15 – Teneur en plomb de l’essence

Hahn et Hester (1989), "Marketable Permits: Lessons for Theory and Practice", Ecology Law Quaterly, 16(2): -.

acid rain
Acidrain

Les émissions de SO2 menacent la santé humaine et l’environnement, en contribuant :

  • au niveau local, à la pollution de l’air ;
  • au niveau régional, au phénomène des "pluies acides".

Fig. 16 – Dommages marginaux du SO2

Muller N.Z. and R. Mendelsohn (2009),"Efficient Pollution Regulation: Getting the Prices Right", American Economic Review 99(5): 1714-1739.

acid rain1
Acidrain

Le CAA visait le problème de pollution locale par :

  • des normes de qualité de l’air ambiant ;
  • des normes technologiques pour les nouvelles sources et les modifications de sources existantes.

Cette politique a permis :

  • d’améliorer la qualité de l’air locale,
  • notamment par la construction de 429 cheminées hautes.
acid rain2
Acidrain

Le CAA a aussi eu deux effets pervers :

  • un renforcement du problème de pluies acides ;
  • un allongement de la durée de vie des sources existantes.

Plusieurs amendements (Clean Air ActAmendments, CAAA) sont apportés en 1990.

Le titre IV des CAAA régule les émissions de SO2 des centrales électriques, pour corriger ces effets pervers.

acid rain objectifs
Acidrain/Objectifs

Le programme Acidrain veut ramener les émissions de SO2 de 25 à 15 millions de tonnes, entre 1980 et 2010.

Pour les centrales électriques, l’effort de réduction est de l’ordre de 50 %, avec deux moyens pour y parvenir :

  • Utiliser du charbon pauvre en soufre (Western ; < 1%) ;
  • Installer des filtres de désulfuration.
acid rain calendrier
Acidrain/Calendrier

Le programme Acidrain crée d’un marché de permis d’émissions de SO2, en deux phases :

  • La phase 1, de 1995 à 1999, concerne seulement les centrales supérieures à 100 MW ;
  • La phase 2, après 2000, étend le système aux centrales de plus de 25 MW et aux centrales utilisant des combustibles à forte teneur en SO2.

Remarque : Il était prévu de segmenter le marché en deux régions, est et ouest. Ca n’a pas été appliqué.

acid rain r gles
Acidrain/Règles

Le marché des permis de SO2 est géré par l’EPA.

Un permis autorise l’émission d’1 tonne. Il peut être utilisé dans l’année en validité, être vendu ou mis en réserve.

Les transactions sont libres, peuvent se faire à terme, avec tous les partenaires possibles (banques, courtiers, autres compagnies, particuliers, ONG).

En cas de dépassement, les sanctions sont prévus une amende par tonne et obligation de compenser l’année suivante.

acid rain dotations initiales
Acidrain/Dotations initiales

Pour les sources existantes, la dotation en permis sera renouvelée, annuellement et gratuitement, de 1995 à 2025, au prorata de la chaleur produite pendant la période 1985-1987.

Pour les nouvelles sources, la dotation en permis doit être achetée aux enchères sur la bourse de Chicago (qui reçoit 2,8% de la dotation annuelle).

acid rain r ductions des missions
Acidrain/Réductions des émissions

Pendant la phase I :

  • les émissions sont très en deçà de la dotation ;
  • 11,6 millions de permis sont ainsi mis en réserve.

Pendant la phase II :

  • les émissions diminuent, mais sont supérieures à la dotation, en raison de l’utilisation des permis mis en réserve.

Fig. 17 – Emissions de SO2 par les centrales électriques.

Burtraw D. and al. (2005), “Economics of Pollution Trading for SO2 and Nox”, RFF 05-05,

BurtrawD. and al. (2006),"Lessons for a cap-and-trade program".

acid rain effets sur l environnement
Acidrain/Effets sur l’environnement

Au niveau local/pollution de l’air

Au niveaurégional/pluiesacides

L’effet a été globalement considéré comme positif.

En particulier, le risque de hotspots de pollution a été évité.

Malgré certains progrès, les problèmes d’acidification demeurent.

Ceci tient au fait que le processus de récupération écologique est lent.

acid rain prix
Acidrain/Prix

Pendant la phase I, les prix ont été plus faibles que prévus (entre 70 et 210 $/t, contre 250 à 400 $/t).

Trois explications principales ont été avancées :

  • La dérégulation du secteur minier ;
  • La dérégulation du secteur ferroviaire ;
  • La concurrence dans le secteur des filtres de désulfuration.

Fig. 18 – Prix des permis d’émisisons de SO2 (données mensuelles).

Burtraw, D. and S.J. Szambelan (2009), "U.S. Emissions Trading Markets for SO2 and NOx", RFF 09-40.

acid rain r ductions des co ts
Acidrain/Réductions des coûts

Principe

Méthode

On estimed’abord les coûtsde réductiond’émissions, à l’aided’uneanalyse technico-économiqueouéconométrique.

On compare ensuite les coûtstotauxrésultant du fonctionnement du marché du SO2, par rapport à unepolitiquecontrefactuelle de référence.

Carlson et al. (2000) estiment que le marché du SO2 réduiraient les coût de réduction des émissions, par rapport à une approche réglementaire indifférenciée, de l’ordre de 250 millions de $ par an, pour la phase I, et 784 millions de $ par an, pour la phase II, soit environ 43 %.

politiques d environnement en france
Politiques d’environnement en France

Fiscalité de l’énergie

Fiscalité des transports

Redevances de l’eau

Redevances sur les déchets

Les écotaxes

Le bonus-malus écologique

conseil des imp ts 2005
Conseil des Impôts, 2005

Le 23-ième rapport du Conseil des impôts, en 2005, sur la fiscalité et l’environnement recense environ 50 taxes ou redevances, soit une recette fiscale de 48 Md€.

La TIPP, les taxes et redevances perçues dans le secteur de l’eau et des déchets représentent à elles seules environ 40 Md€.

Le rapport s’appuie sur la typologie suivante :

  • Les taxes à finalité budgétaire ;
  • Les redevances pour service rendu ;
  • Les écotaxes ;
  • Les incitations fiscales.
fiscalit de l nergie
Fiscalité de l’énergie

La Taxe Intérieure sur les Produits Pétroliers (TIPP) est la plus importante des taxes sur l’énergie.

Elle représente environ 10% des recettes fiscales de l’Etat.

Son taux varie selon les produits et selon leur utilisation.

Fig. 18 – Les taux de TIPP

Conseil des impôts(2005), “Fiscalité et environnement”.

fiscalit de l nergie1
Fiscalité de l’énergie

Le Conseil des impôts évalue les coûts externes induits la circulation automobile.

Il conclut que :

  • La TIPP ne couvre pas les coûts des effets négatifs sur l’environnement en zone urbaine ;
  • D’autres mesures fiscales, comme les péages urbains, seraient plus appropriées.

Fig. 18 – Coûts externes liés à la circulation automobile

Conseil des impôts(2005), “Fiscalité et environnement”.

fiscalit des transports
Fiscalité des transports

La taxe d’immatriculation des véhicules particuliers dépend de la puissance mécanique et des émissions de CO2. Elle est divisée par 2 pour les véhicules de plus de 10 ans !

Depuis 2000, la taxe de circulation ne concerne plus les véhicules particuliers. Une exception en Europe !

La taxe à l’essieu les poids lourds de plus de 12 tonnes.

Fig. 18 – Les taux de TIPP

Conseil des impôts(2005), “Fiscalité et environnement”.

la loi sur l eau de 1964
La loisurl’eau de 1964

En 1964, la première grandeloisurl’eaucrée 6 grandsbassinshydrographiques.

Danschaquebassin, la politique de l’eauest :

  • débattue et définiedémocratiquement par un Comité de bassin ;
  • mise en oeuvre par uneAgence de l’eau.

Fig. 19 – Les 6 bassins hydrographiques

redevances sur l eau
Redevancessurl’eau

Il existe deux grandes catégories de redevances :

  • celles perçues par les collectivités territoriales, au titre de l’approvisionnement et de l’assainissement ;
  • celles perçues par les agences de l’eau, au titre de la protection de la ressource.

Les autres redevances sont comparativement faibles.

Fig. 20 – Redevances sur l’eau

Conseil des impôts(2005), “Fiscalité et environnement”.

red eau potable et assainissement
Red. “Eau potable et assainissement”

La redevance d’eau potable et d’assainissement est assimilée à un prix, payé en contrepartie d’un service, en fonction du volume d’eau prélevé par l’usager.

Son produit doit servir exclusivement à couvrir les charges de fonctionnement et d’investissement du service d’approvisionnement et d’assainissement.

Cette tarification ne garantit pas le respect du principe pollueur-payeur, car la redevance n’est pas calculée sur la pollution réellement causée.

redevances des agences de l eau
Redevances des agences de l’eau

Le tableau ci-contremontre la répartition des redevancesperçues par les agences de l’eau, entre les collectivitésterritoriales, les industries et l’agriculture.

La plus grandepartieestpayée par les collectivitésterritoriales.

L’agriculture y échappelargement.

Fig. 20 – Redevances des agences de l’eau

Conseil des impôts(2005), “Fiscalité et environnement”.

redevances pour pollution
Redevances pour pollution

Les agences de l’eau fixent les taux de redevance, par polluant, en fonction des priorités du bassin.

En principe, les redevances de pollution sont calculées en fonction des rejets de polluants. En pratique, ça n’est vrai que pour les rejets industriels :

  • Pour les collectivités territoriales, les redevances sont proportionnelles au volume d’eau consommé ;
  • Le secteur agricole échappe à la redevance pollution, sauf exception.
redevance pour pr l vement
Redevance pour prélèvement

Les redevances pour prélèvement sont payées en fonction des prélèvements dans le milieu naturel.

L’existence de seuils et coefficients forfaitaires en limitent le caractère incitatif, notamment dans l’agriculture.

Quelques agences de l’eau appliquent des dispositifs incitatifs pour protéger les nappes aquifères fragiles.

Fig. 21 – Répartition des prélèvements d’eau par usage (2001)

IFEN (2006), “L’environnement en France”.

gestion sur les d chets
Gestion sur les déchets

Le tableau ci-contre énumère les différentes contributions pour services rendus, perçues par les collectivités.

Les deux principales sont :

  • La Redevance d’Enlèvement des Ordures Ménagères (REOM) ;
  • La Taxe d’Enlèvement des Ordures Ménagères (TEOM).

Fig. 22 – Impositions sur la collecte des ordures ménagères

Conseil des impôts (2005), “Fiscalité et environnement”.

gestion sur les d chets teom
Gestion sur les déchets/TEOM

La Taxe d’Enlèvement des Ordures Ménagères est l’instrument le plus utilisé, couvrant 82 % de la population française et levant 90 % des impositions en 2004.

Elle se différencie d’une redevance pour service rendu :

  • Son assiette est la taxe foncière payée par le ménage ;
  • Son taux ne dépend pas du coût du service ;
  • Les recettes vont au budget général de la collectivité.

Plusieurs évolutions récentes attestent cependant une évolution vers une tarification plus en lien avec le service rendu (fréquence de ramassage, zonage).

gestion sur les d chets reom
Gestion sur les déchets/REOM

La Redevance d’Enlèvement des Ordures Ménagères couvre 18 % de la population française et lève 10 % des impositions en 2004.

En tant que redevance pour service rendu, en théorie :

  • Son assiette doit être la production de déchets ;
  • Son taux doit être déterminé pour financer le ramassage et le traitement des ordures ménagères.
gestion sur les d chets reom1
Gestion sur les déchets/REOM

En pratique, il est difficile de mesurer la quantité de déchets de chaque ménage (poids, volume).

On recourt donc à des méthodes indirects, comme le volume des containers, le nombre de ramassages, la composition de la famille, etc.

Fig. 23 – Exemples de tarification incitative

SICTOM Moutiers les Mauxfaits.

les cotaxes
Les écotaxes

La Taxe Générale sur les Activités Polluantes (TGAP) a été créée en 1999, en regroupant plusieurs taxes existantes.

Elles peuvent être classées selon leur assiette :

  • sur des produits ;
  • sur des émissions ;
  • sur des installations.

Fig. 21 – La TGAP

Conseil des impôts (2005), “Fiscalité et environnement”.

les cotaxes lessives
Les écotaxes/Lessives

La TGAP-préparations pour lessives incite à limiter la teneur en phosphates des lessives (responsables de l’eutrophisation des rivières).

Elle est payée par un nombre très limité de producteurs.

Les trois taux (71,65 €/t, 79,27 €/t et 86,90 €/t) varient en fonction de la teneur en phosphates des produits taxables

Fig. 22 – Phénomène d’eutrophisation

les cotaxes lessives2
Les écotaxes/Lessives

L’apport excessif de substances nutritives (notamment l’azote provenant des nitrates agricoles et des eaux usées) est l’autre cause d’eutrophisation des rivières.

les cotaxes produits a ntiparasitaires
Les écotaxes/Produits antiparasitaires

La TGAP-produits antiparasitairesconcerne la consommation et la livraison de produits antiparasitaires à usage agricole.

Elle est payée par un nombre très limité de producteurs.

Les substances dangereuses sont classées en 7 catégories, par ordre croissant de toxicité.

Le taux de la taxe croît avec la catégorie du produit.

Fig. 23 – Matières actives

phytosanitaires à usage agricole

commercialisées en France

IFEN (2006), “L’environnement en France”.

les cotaxes polluants atmosph riques
Les écotaxes/Polluants atmosphériques

La TGAP-polluants atmosphériques concerne les émissions de SO2, NOx, HCl et COV.

Elle est payée par les usines d’incinération et les centrales électriques.

Le taux de la taxe varie en fonction de la nocivité des émissions.

Les taux de taxation en vigueur seraient très insuffisants pour pourinternaliser les dommages.

Fig. 23 – TGAP sur les polluants atmos. vs dommages externes

Conseil des impôts (2005), “Fiscalité et environnement”.

les cotaxes d chets m nagers
Les écotaxes/Déchets ménagers

La TGAP-déchets ménagers et assimilés est une taxe sur la mise en décharges.

Elle est payée par les collectivités locales.

Elle vise à inciter le développement de la filière du tri sélectif et à accélérer le processus d’agrément et de certification des décharges.

Le taux est de 18,29 €/t, pour les décharges non agréés, de 9,15 €/t pour les sites autorisés et de 7,5 €/t pour les sites ayant fait l’objet d’une certification environnementale.

le bonus malus cologique bme
Le bonus/malus écologique (BME)

Le bonus/malus écologique est une mesure du Grenelle de l’environnement, entré en vigueur en janvier 2008.

Ce dispositif applique des primes ou des pénalités, basées sur les émissions de CO2, lors de l’achat de véhicules neufs.

Fig. 24 – Barême du Bonus/Malus écologique (2008, 2012)

Givord P. et X. d’Haultfoeuille (2012) « Le bonus/malus écologique :

éléments d’évaluation », Insee Analyses, N°3, janvier.

bme ventes
BME/Ventes

Son application s’est ressentie immédiatement, avec une part de marché :

  • des véhicules de classe B (<120 gCO2/km) passant de 20% des ventes fin 2007 à 32 % en janvier 2008,
  • des véhicules de classe E (>160 gCO2/km) divisée par deux en quelques mois.

Ceci se traduit sur la figure ci-contre, représentant les émissions moyennes d’un véhicule neuf.

Fig. 25 – Emissions de CO2 des véhicules neufs (g/km)

Givord P. et X. d’Haultfoeuille (2012) « Le bonus/malus écologique :

éléments d’évaluation », Insee Analyses, N°3, janvier.

bme ventes1
BME/Ventes

Commissariat général au développement durable (2012), "Les immatriculations de véhicules équipés de motorisations alternatives", ENERGIE, n°148.

bme ventes2
BME/Ventes

Le bonus/malus écologique a aussi soutenu les ventes de véhicules neufs. Elles ont augmenté de 7,4 % entre octobre 2007 et mars 2008.

Cet impact a dépassé les attentes des pouvoirs publics, au point que la mesure, calibrée pour être fiscalement neutre, aurait coûté environ 200 millions d’euros en 2008.

Ceci a d’ailleurs justifié plusieurs révisions de barèmes, en janvier 2010, 2011 et 2012.

Fig. 25 – Vente de véhicules neufs

Commissariat général au développement durable (2012), "Les immatriculations

de véhicules équipés de motorisations alternatives", ENERGIE, n°148.

bme evaluation ct
BME/Evaluation à CT

A CT, 3 éléments doivent être pris en compte pour évaluer les effets du bonus/malus écologique sur les émissions de CO2 :

  • Les comportements des propriétaires de véhicules dépendent de la catégorie de l’automobile ;
  • Il peut exister un effet rebond, du fait que des ménages, équipés de véhicules plus économes, roulent plus ;
  • La production d’une automobile émet 5,5 tCO2 par tonne de véhicules (ADEME).

Fig. 25 – Décomposition des effets du bonus/malus (kt de CO2 par trimestre)

Givord P. et X. d’Haultfoeuille (2012) « Le bonus/malus écologique :

éléments d’évaluation », Insee Analyses, N°3, janvier.

En tenant compte de ces éléments, on obtient une augmentation à court terme des CO2 de 168 mille tonnes de CO2 par trimestre, soit une hausse de 1,2%.

bme evaluation lt
BME/Evaluation à LT

A LT, 2 éléments supplémentaires doivent être pris en compte :

  • Il faut tenir compte de l’évolution du barème ;
  • Il faut déterminer quelle proportion des nouvelles immatriculations découle d'un surcroît de véhicules en circulation ou d'un renouvellement plus rapide des véhicules anciens.

L’étude de Givord et d’Haultfoeuille(2012) croisedeuxscénarios, avec :

  • d’unepart, le maintien du barême 2008, à long terme, ou le passage au barême 2012 ;
  • d’autre part, deuxhypothèses (haute oubasse) quant à la proportion de véhiculesneufsvenant en remplacement de véhiculesanciens.
bme evaluation lt1
BME/Evaluation à LT

Scénario 1 : Les consommateurs n’adaptent pas la durée de vie de leur voiture en fonction du bonus/malus.

Scénario 2 : Les consommateurs ayant une préférence pour les véhicules soumis à un malus retardent leur achat, tandis que les acheteurs de modèles moins polluants les renouvellent plus souvent.

Givord P. et X. d’Haultfoeuille (2012) « Le bonus/malus écologique : éléments d’évaluation », Insee Analyses, N°3, janvier.

bme mod lisation micro conomique
BME/Modélisation microéconomique

Des consommateursachètent des automobiles parmideuxmodèles :

  • Le modèle m coûte c €/km et rejette d gCO2/km ;
  • Le modèleM coûteC €/km et rejetteD gCO2/km.

On admetquel’automobile de type m revientmoinscher et rejettemoins de CO2 : c < C et d < D.

bme mod lisation micro conomique1
BME/Modélisation microéconomique

Chaqueconsommateurchoisit son automobile en fonction de sesbesoins en déplacements et de sesgoûts pour les deuxmodèles.

On note :

q = Demande de déplacement (km) ;

P(q) = Fonction de demande ;

 = préférence pour le modèle M.

On suppose que P(q) = a – b q.

bme d placements d q
BME/Déplacements d’éq.

Si un conso. achète le modèle m, sademande de déplacementvérifie :

P(q) = c.

Il sensuitqu’ilparcourt : q* = (a – c)/b (km) ;

et qu’ilrejette :

e* = d q* (gCO2).

Fig. 26 – Déplacement à l’équilibre (modèle m)

bme d placements d q1
BME/Déplacements d’éq.

Si un conso. achète le modèleM, sademande de déplacementvérifie:

P(Q) = C.

Il sensuitqu’ilparcourt :Q* = (a – C)/b (km) ;

et qu’ilrejette :

E* = D Q* (gCO2).

Fig. 27 – Déplacement à l’équilibre (modèle M)

bme effet rebonds
BME/Effet rebonds

Comme c < C, on peutmontrerque le propriétaire d’un modèle m roule plus :

q* – Q* = (C – c)/b.

On observe cequ’onappellel’effetrebond :

Un consommateurdissuadéd’acheter le modèle M au profit d’un modèle m émetmoins de CO2 au kilomètre, maisparcourt plus de kilomètres.

L’effetsur les émissionsestdoncambigu :

e* – E* = [(a – c) d –(a – C) D]/b < 0

<=> D/d > (a – c)/(a – C)

bme choix du mod le
BME/Choix du modèle

A l’éq., le conso. retire un surplus du déplacementégal à :

s* = (a – c)²/(2b),

S* = (a – C)²/(2b),

en achetant les modèles m et M, respectivement.

Comme c < C, on vérifieque s* > S*.

Fig. 27 – Calcul des surplus

s* = Aire du triangle acf

S* = Aire du triangle aCF

bme choix du mod le1
BME/Choix du modèle

Notons :

p,  = prix de vente et bonus d’un modèle m ;

P,  = prix de vente et malus d’un modèle M.

Le consommateur retire uneutilitéégale à :

0, s’iln’achèterien,

u = s* – p + , s’ilachète le modèle m,

U = S* – P –  + , s’ilachète le modèle M.

{

bme choix du mod le2
BME/Choix du modèle

La Fig. ci-contrereprésente les utilités 0, u et U, en fonction de .

Chaqueconso. fait le choixassocié à la courbe la plus haute.

Il existe* telque u = U. Tousles conso. telsque < * achètent un modèle m, les autresachètent un modèle M.

Fig. 27 – Eq. du consommateur

bme choix du mod le3
BME/Choix du modèle

Notons :

F() = distribution cumulée de  dans la pop°.

A l’équilibre la part de marché du modèlem estégale à la proportion F(*).

Unehausse de (bonus) et/ou de  (malus) accroît* et donc la part de marchéF(*) du modèle m.

L’équilibrebudgétaire du bonus-malusécologiquenécessitéqueF(*)  = (1 – F(*)) .

analyse positive des politiques
Analyse positive des politiques

Intérêts catégoriels

Elections et politiques d’environnement

Groupes de pression

Analyses empiriques

int r ts cat goriels
Intérêts catégoriels

Les instruments des politiques d’environnement modifient le bien-être des agents économiques, de manière différente selon leur catégorie (pollueurs, pollués, contribuables, syndicats, etc.).

Il faut dissocier :

  • les effets directs, imputables à l’amélioration de la qualité de l’environnement ;
  • les effets distributifs, liés aux transferts monétaires induits par la politique.
int r ts cat goriels1
Intérêtscatégoriels

Supposons que le régulateur décentralise l’état optimal de l’économie, au moyen de l’un des instruments suivants :

  • Norme uniforme de rejets ;
  • Taxe (pigouvienne) sur les rejets ;
  • Subvention de la dépollution ;
  • Droits de polluer alloués gratuitement ;
  • Droits de polluer mis aux enchères.
co ts et b n fices directs
Coûts et bénéfices directs

L’effet direct de la politique est le passage de l’équilibre du marché E* à l’état optimal E°.

On utilise la figure ci-contre pour évaluer les coûts et les bénéfices de chacun, reportés dans le tableau.

Fig. 28 – Effets directs

D

C

Dm

Cm

A

B

O

E*

z

transferts mon taires
Transferts monétaires

Selon l’instrument choisi, des effets distributifs, liés à des transferts monétaires, s’ajoutent aux effets directs.

Ils sont recensés dans le tableau ci contre.

Fig. 29 – Transferts monétaires

classements des instruments
Classements des instruments

On peut tirer de ces résultats le classement suivant des instruments, selon la catégorie des agents :

  • Pollueurs : (b)  (e) < (a)  (d) < (c)
  • Pollués : (a)  (b)  (c)  (d)  (e)
  • Contribuables:(c) < (a)  (d) < (b)  (e)

L’interprétation est délicate, du fait qu’en réalité, les trois catégories peuvent se recouper. On note toutefois que :

  • Les pollueurs et les contribuables ont des préférences opposées ;
  • Les pollués sont indifférents au choix de l’instrument.
l analyse positive des politiques
L’Analyse positive des politiques

L’analyse positive des politiques est l’étude des décisions politiques comme résultat d’un processus (élection, lobbying, négociation, etc.), impliquant l’ensemble des acteurs concernés par la politique (parties politiques, administrations, entreprises, syndicats, etc.), chacun agissant en fonction de ses intérêts catégoriels.

l analyse positive des politiques1
L’Analyse positive des politiques

On va donner quelques illustrations à suivre, en proposant une analyse :

  • du vote majoritaire (théorème de l’électeur médian)
  • de la lutte d’influence (lobbying).

Remarque : Ces analyses sont seulement exploratoires et illustratives.

l lecteur m dian
L’électeurmédian

Selon le théorème de l’électeur médian (Black, 1948 ; Down, 1957), dans un vote à la majorité simple, les choix sociaux reflètent la médiane des issues préférées parmi les électeurs.

On va adapter ce cadre d’analyse ci-dessous, en prenant l’exemple de la taxe carbone.

l lecteur m dian hypoth ses
L’électeurmédian/Hypothèses

On imagine ici que le taux de la taxe carbone doit être décidé par un vote à la majorité simple, entre plusieurs propositions émanant de parties politiques en compétition.

On pose :

i = 1, …, N = les électeurs ;

t = la taxe carbone ;

Ui(t) = la fonction d’utilité de l’électeur i.

Pour simplifier, on suppose que le nombre d’électeurs N est impair (i.e., il existe m > 1 tel que N = 2 m – 1).

l lecteur m dian hypoth ses1
L’électeurmédian/Hypothèses

Chaque électeur i a une fonction d’utilité de la forme :

Ui(t) = (ai – t/2) t,

où ai est un paramètre positif.

Elle est représentée sur la figure ci-contre.

Fig. 30 – Fonction d’utilité de l’électeur i

Ui(t)

ai

t

l lecteur m dian interpr tation
L’électeurmédian/Interprétation

Chaque électeur met en balance les avantages et les inconvénients d’une taxe carbone :

  • Elle permet de ralentir/limiter le réchauffement climatique, en incitant à réduire les rejets de CO2 ;
  • Elle renchérit le prix de l’énergie (chauffage et transport).

Implicitement, on fait l’hypothèse que, jusqu’à un certain taux, chaque électeur voit d’un œil favorable l’instauration d’une carbone, le premier effet l’emportant. Au-delà, les inconvénients privés finissent par l’emporter.

l lecteur m dian unimodalit
L’électeurmédian/Unimodalité

Graphiquement, la fonction d’utilité a la forme d’un U renversé:

  • Elle est maximum lorsque le taux de la taxe carbone est égal à ai ;
  • Elle décroît à mesure qu’on s’éloigne de ai, à gauche comme à droite.

Cette propriété, dite d’unimodalité, est essentielle pour démontrer le théorème de l’électeur médian.

Ici, on peut interpréter le paramètre ai comme la taxe carbone préférée de l’électeur i.

l lecteur m dian d finition
L’électeurmédian/Définition

Rangeons les paramètresaidansl’ordre croissant :

a1 a2 … am  … aN-1 aN,

en supposant, pour simplifier, quecetordre suit l’ordredes indices.

L’électeur m estl’électeurmédian, car son programme préféré ampartage la population en deux sous-ensembles de mêmecardinal (égal à m – 1) :

  • ceux qui préfèreraientunetaxeinférieure à am ;
  • ceuxqui préfèreraientunetaxesupérieure à am.
l lecteur m dian th or me
L’électeurmédian/Théorème

Le théorèmesuivantest facile à montrer :

Théorème (de l’électeurmédian) : Le programme préféré de l’électeurmédianl’emportedans un vote à la majorité simple contren’importequelautre programme.

Preuve : Il suffit de remarquerquesi t < am (resp., >), alorstous les électeursd’indicei m (resp., ) voteront pour am. Or, ilssontmajoritaires !

l lecteur m dian cons quences
L’électeurmédian/Conséquences

En vertu du théorème de l’électeurmédian, ilestraisonnable de penserque :

A l’équilibre du jeupolitique, la taxe t* qui sera adoptée à l’issue du vote est la médiane de la suite des taxes préféréesdans la population des électeurs.

Formellement, on a : t* = Me(a1, …,aN).

l lecteur m dian cons quences1
L’électeurmédian/Conséquences

Comparons-la maintenant à la taxeoptimale.

La taxeoptimale maximise le surplus social :

S = iUi(t) = (i ai– N t/2) t.

La solution vérifie :

dS/dt = iUi’(t) = i ai – N t = 0,

La taxe optimale est : t° = i ai/N.

l lecteur m dian cons quences2
L’électeurmédian/Conséquences

On en vient à démontrer la propriété suivante :

Le vote à la majorité simple peut décentraliser l’état optimal si et seulement si Me(a1, …,aN) = i ai/N.

les groupes de pression
Les groupes de pression

On étudie ici les rouages conduisant à l’autorisation de mise sur le marché de produits/procédés potentiellement dangereux pour la santé et/ou l’environnement.

En particulier, on s’intéresse à l’influence des groupes de pression au cours de ce processus et sur son issue.

les groupes de pression1
Les groupes de pression

Les exemples sont nombreux :

Ils font souvent l’objet d’une large médiatisation, la controverse naissant précisément de l’influence pressentie des groupes de pression, sur fond de controverse scientifique.

A suivre, nous proposonsune analyse empirique(FIFRA) et une analyse théorique (modèle de contest) du rôle du lobbying.

  • OGM ;
  • Gaz de schiste ;
  • Médicaments ;
  • Pesticides.
fifra
FIFRA

La FIFRA (Federal Insecticide, Fungicide, and RodenticideAct) est la loi américaine régissant l’utilisation des produits phytosanitaires.

Cette loi mandate l’EPA de prévenir tout "risque non raisonnable sur l’homme et/ou l’environnement", en prenant en compte les coûts et les bénéfices économiques, sociaux et environnementaux, de l’usage des pesticides.

fifra evaluer le risque
FIFRA/Evaluer le risque…

Les preuves qu’un produit est cancérigène découlent d’essais sur des animaux en laboratoire, permettant de déterminer une relation entre la dose de pesticide et le risque de cancer (lifetimerisk of cancer).

Cette relation est ensuite extrapolée à l’homme et multipliée par une estimation du dosage (exposition).

On quantifie ainsi le risque de cancer sur la durée de la vie d’un travailleur agricole ou d’un consommateur.

fifra exposition au risque
FIFRA/Exposition au risque…

L’exposition au risque de cancer se fait à l’étape de la préparation (ouvriers des industries chimiques) et de l’application du pesticide (ouvriers agricoles), et par l’ingestion de résidus de pesticides sur les aliments (consommateurs).

Le risque est très inférieur pour les consommateurs, par rapport aux personnes qui appliquent les pesticides (d’un facteur 1 contre 400 environ).

Cependant, le nombre de personnes exposées par leur consommation quotidienne est très supérieur au nombre des personnes appliquant ces produits.

fifra amendements
FIFRA/Amendements

En 1972, un amendement de la FIFRA obligent l’EPA à réenregistrer environ 40000 pesticides précédemment approuvés pour la vente aux Etats-Unis.

En 1978, un autre amendement simplifie la tâche, en limitant l’exercice au réenregistrement des 600 ingrédients actifs, entrant dans la composition des pesticides

fifra processus de d cision
FIFRA/Processus de décision

Le ré-enregistrement passe par plusieurs étapes :

  • L’EPA évalue si l’ingrédient/usage a des "effets nuisibles non raisonnables sur l’environnement" ;
  • Si tel est le cas, une analyse risque-bénéfice est faite, pour évaluer dans quelle mesure les bénéfices compensent les risques ;
  • Après avoir publier cette évaluation, l’EPA décide d’annuler, de suspendre ou de maintenir (avec ou sans restrictions) l’enregistrement ;
  • L’EPA arrête sa décision finale après une phase de consultation.
fifra d cisions
FIFRA/Décisions

Entre 1975 et 1989, on recense 37 ingrédients qui sont passés par la phase consultative et pour lesquels l’EPA a rendu sa décision.

Parmi ces 37 ingrédients, l’analyse économétrique de Cropper et al. (1991) porte sur 19 ingrédients démontrant des risques cancérigènes en laboratoire.

Ces 19 ingrédients représentent 245 usages agricoles enregistrés.

Fig. 28 – Les 19 ingrédients actifs cancérigènes

Cropper et al. (1991), "The Determinants of Pesticide Regulation:

A Statistical Analysis of EPA Decision Making", JPE, 100 (1): 175-197.

fifra cropper et al 1992
FIFRA/Cropper et al. (1992)

Ce processus de révision des autorisations administratives sur une période courte offrent à Cropper et al. (1992) l’opportunité d’étudier les motivations présidant à l’autorisation ou à l’interdiction de la vente des pesticides aux Etats-Unis (risques, bénéfices, groupes de pression).

fifra r le des groupes d int r ts
FIFRA/Rôle des groupes d’intérêts

Les groupes environnementaux agissent en amont du processus, pour alerter l’EPA sur les pesticides pressentis comme dangereux.

Les producteurs de pesticides participent tout au long du processus. Ils doivent fournir les données sur les risques. Il ont un droit de réponse sur les conclusions de l’EPA.

Les agriculteurs peuvent avoir intérêt à encourager l’enregistrement d’un pesticide utile dans leur activité.

Les administrateurs de l’EPA peuvent aussi avoir une influence.

fifra mod le conom trique
FIFRA/Modèle économétrique

Si l’EPA suit l’esprit de la FIFRA, on s’attend à ce que le pesticide i soit interdit pour l’usage j, si la valeur du vecteur des risques associés, Rij, excède une somme pondérée des bénéfices associés, Bij.

En intégrant les risques et bénéfices non mesurés, uij, comme facteur aléatoire, la probabilité que le pesticide i soit interdit pour l’usage j s’écrit

P(cancelij) = P(a Rij+ b Bij+ uij> 0),

où a et b sont les vecteurs de poids attachés aux risques et bénéfices, respectivement.

fifra mod le conom trique1
FIFRA/Modèle économétrique

L’influence des groupes d’intérêt modifie le modèle économétrique, soit en complétant la liste des risques et des bénéfices pris en compte par l’EPA, soit en changeant les poids associés.

En introduisant Xijun vecteur des variables mesurant la participation des groupes de pression dans le processus, le modèle économétrique devient

P(cancelij) = P(a Rij+ b Bij+ c Xij+ uij> 0).

fifra base de donn es
FIFRA/Base de données

La base de données utilisée par Cropper et al. (1991) mesure :

  • Les risques sur la santé et l’environnement :
    • Risques de cancer (données très incomplètes) ;
    • Impacts sur la reproduction (var. dummy) ;
    • Impacts sur les milieux aquatiques (var. dummy) ;
  • Les bénéfices des producteurs :
    • Manque à gagner pendant 5 ans, en cas d’interdiction du pesticide.
  • De l’influence des groupes d’intérêts (groupes environnementaux, agriculteurs et académiques) :
    • Dépôts de commentaires lors de la phase consultative (var. dummy).

Remarque : L’influence des producteurs de pesticides n’a pas pu être mesurée, du fait qu’ils commentent toutes les décisions.

fifra base de donn es1
FIFRA/Base de données

Cropper et al. (1991), "The Determinants of Pesticide Regulation: A Statistical Analysis of EPA Decision Making", JPE, 100 (1): 175-197.

fifra r sultats conom triques
FIFRA/Résultats économétriques

Cropper et al. (1991) donnent 3 estimations, intégrant progressivement les variables politiques.

Les résultats prouvent que la décision de l’EPA tient compte de certains risques et des bénéfices.

Un ingrédient/usage a moins de chances d’être enregistré s’il présente des risques à l’étape de l’application (de manière moins concluante, de la consommation et sur les milieux aquatiques).

Un ingrédient/usage a plus de chances d’être enregistré s’il procure un bénéfice élevé.

Elle est aussi influencée par les groupes de pression.

La probabilité de ne pas enregistrer un ingrédient/usage augmente (diminue) en cas de participation de groupes écologistes (de groupes d’agriculteurs et d’académiques).

Fig. 29 – Résultats économétriques

lobbying un bien ou un mal
Lobbying/Un bienou un mal ?

L’analyse empirique de Cropper et al. (1991) prouve que des décisions sensibles sont influencées par la participation de groupes d’intérêts catégoriels.

Faut-il s’en inquiéter ?

La théorie économique peut aider à recenser les arguments pour et contre…

Fig. 30 – Le lobbying en débat…

http://www.larevueparlementaire.fr/pages/RP-895/RP895-AP-lobbying.htm.

lobbying analyse th orique
Lobbying/Analyse théorique

On considéredeuxgroupesd’intérêt, opposés au sujet de la misesur le marché d’un nouveau produit/procédé (OGM, Gaz de schiste, etc).

En casd’autorisation par les autorités :

  • Le lobby environnemental, noté E, subira un coût d, du fait des dommagesenvironnementauxassociés;
  • Le lobby industriel, noté I, retirera un bénéfice b de la vente de son produit.
lobbying r gle optimale 1 ier rang
Lobbying/Régleoptimale (1-ier rang)

D’un point de vue social, la décisionoptimaleest de :

  • Autoriser la misesur le marchési et seulementsi b > d.

Pour la suite de l’analyse, on peutl’énoncercomme suit :

La règle de décisionoptimale (de premier rang) estd’autoriserla venteavec la probabilité :

P° = 0, si b  d, et P° = 1, si b > d.

lobbying r gle optimale 1 ier rang1
Lobbying/Régleoptimale (1-ier rang)

En réalité, cetterègle de décisionestdélicate à mettre en oeuvre, du fait que le régulateur dispose d’une information imparfaite.

En particuler, l’évaluation des dommagesestproblématique :

  • Méthodesd’évaluation des risquescontroversées;
  • Protection par brevets des produits/procédés.
lobbying r gle optimale 1 ier rang2
Lobbying/Régleoptimale (1-ier rang)

Pour en rendrecompte de cettedifficulté, supposeronsque :

  • Le régulateurne connaît pas le dommage d ;
  • Le régulateursaitseulementque d peutprendre les valeurs 0 ou 1, avec la probabilité 1/2 ;
  • Dans le casdéfavorable (d = 1), le produit ne devrait pas êtremissur le marché, car b < 1.
lobbying r gle optimale 1 ier rang3
Lobbying/Régleoptimale (1-ier rang)

Si la règleoptimaleest applicable, calculons le surplus social résultant de son application.

On distingue selon les états du monde :

  • Si d = 0, il y a mise sur le marché (car b > 0 => P° = 1) et le surplus social est égal à b ;
  • Si d = 1, le produit n’est pas autorisé (car b < 1 => P° = 0) et le surplus social est égal à 0.

Ex ante, le surplus social est donc égal à :

S° = (1/2) b + (1/2) 0 = b/2

lobbying r gle optimale 2 d rang
Lobbying/Régleoptimale(2-d rang)

Si la règleoptimalen’est pas applicable, fautede mieux, le régulateurdevrasuivre le critère de décisionsuivant :

  • Autoriserla misesur le marchési et seulementsi b > E[d] = 1/2.

Pour la suite de l’analyse, on peutl’énoncercommesuit :

La règle de décisionoptimale (de second rang) estd’autoriser la vente avec la probabilité :

P°° = 0, si b 1/2, P°° = 1, si b > 1/2.

lobbying r gle optimale 2 d rang1
Lobbying/Régleoptimale (2-d rang)

Calculons le surplus social résultant de l’application de la règle de second rang.

On distingue deux cas :

  • Si b  1/2, le produit n’est pas autorisé et le surplus social est égal à 0 ;
  • Si b > 1/2, il y a mise sur le marché et le surplus social est égal à b – E[d] = b – 1/2.

Ex ante, le surplus social est donc égal à :

S°° = 0, si b 1/2, et S°° = b – 1/2, si b > 1/2.

lobbying 1 er rang vs 2 d rang
Lobbying/1-er rang vs 2-d rang

L’étatd’informationimparfaiteex anteimpliqueunedécisionparfoiserronéeex post.

La figure illustrece fait :

  • En vert, la règle de premier rang : P° = 0, si b d, et P° = 1, si b > d ;
  • En rose, la règle de second rang : P° = 0, si b d, et P° = 1, si b > d.

Fig. 31 – Comparaison de P° et P°°

lobbying 1 er rang vs 2 d rang1
Lobbying/1-er rang vs 2-d rang

La figure ci-contredonneuneautrecaractérisation de l’erreur de décisioninduite par l’informationimparfaite.

Elle représente la différence (P° - P°°) entre les règles de 1-ier rang et de 2-d rang.

Elle repose sur le code de couleurs suivant :

  • Rouge : P° – P°° = – 1 ;
  • Blanc : P° – P°° = 0 ;
  • Vert : P° – P°° = 1.

Fig. 32 – Différence entre P° et P°°.

lobbying 1 er rang vs 2 d rang2
Lobbying/1-er rang vs 2-d rang

La figure ci-contrepermet d’apprécier le coût social imputable au manque d’information sur les dommages.

Elle représente le surplus social associé à l’application de la règle de premier rang (vert), avec celui associé à la règle de second rang (rouge).

Fig. 33 – Surplus social S° vs S°°.

lobbying mod le de contest
Lobbying/Modèle de contest

Le modèle de contest formalise la décision comme un tournoi dont l’issue dépend de la combativité des parties concernées.

Dans notre application, le régulateur :

  • Compare les efforts de lobbying exercés par E et I, notés xE et xI respectivement ;
  • Autorise la mise sur le marché avec la probabilité P = xI/(xE + xI).
lobbying mod le de contest1
Lobbying/Modèle de contest

La figure ci-contre illustre la relation existant :

  • entre l’effort de lobbying xE du groupe d’intérêt E ;
  • et la probabilité P que le régulateur autorise la mise sur le marché ;

pour différents niveaux d’effort xI de son compétiteur.

Fig. 34 – Probabilité de mise sur le marché P en fonction de xE.

xI= 3/4

xI= 1/2

xI= 1/4

lobbying jeu du contest
Lobbying/Jeu du contest

Le modèle de contest définit un jeu sous formestratégique, danslequel :

  • Les joueurssont E et I ;
  • Les stratégiessontxEet xI ;
  • Les utilitéssont UE = P vE – xE et UI= P vI– xI ;

oùvE 0 et vI 0 sont les gains de E et I, en cas de misesur le marché.

Un équilibre de Nash de cejeuest un couple (xE*, xI*), telquechaquejoueurjouesameilleureréponse à la stratégie de l’autre.

lobbying mod le de contest2
Lobbying/Modèle de contest

Bien entendu, décider d’enjeux graves sur la base d’un tel processus peut sembler choquant. Néanmoins :

  • L’analyse empirique de Cropper et al. (1992) prouve que les lobbies influencent bien la décision dans la réalité ;
  • Le tournoi peut être vu comme un mécanisme indirect (plus ou moins imparfait) pour collecter l’information nécessaire à une meilleure décision.

Nous illustrons ce dernier point ci-dessous, avant d’insister sur les nombreuses limites.

lobbying responsabilit civile
Lobbying/Responsabilitécivile

Une dimension importante de la situation considérée est l’existence d’un système de responsabilité civile.

Ce système rend le groupe industriel responsable des dommages occasionnés au groupe environnemental.

En cas de poursuite et de condamnation, il sera tenu de réparer le dommage occasionné. Autrement dit :

  • Un juge évaluera le dommage subi et condamnera le groupe industriel à verser une indemnité équivalente au groupe environnemental.
lobbying responsabilit civile1
Lobbying/Responsabilitécivile

En pratique, le groupe industriel peut échapper à sa responsabilité :

  • Soit parce que les victimes du dommage renonceront à demander réparation ;
  • Soit parce que le juge ne parviendra pas à prouver légalement le lien de causalité existant entre l’activité du groupe industriel et le dommage subi par le groupe environnemental ;
  • Soit parce que l’indemnité de dommages-intérêts excède la richesse du lobby industriel, le mettant donc en faillite.
lobbying sans indemnisation
Lobbying/Sans indemnisation

Supposonsdans un premier temps que le lobby industrieléchappera à saresponsabilité.

Danscecas, on a :

vE = – d et vI= b,

et les utilitéss’écrivent :

UE = – P d – xE et UI= P b – xI.

On cherchel’équilibre de Nash (xE*, xI*) du jeu.

lobbying sans indemnisation1
Lobbying/Sans indemnisation

Un équilibrede Nash (xE*, xI*) vérifie les conditions du premier ordre :

dUE/dxE = d xI/(xE + xI)² – 1 = 0,

dUI/dxI= b xE/(xE+ xI)²– 1 = 0.

On en déduitque :

xE* = b d²/(b + d)² et xI* = b² d/(b + d)².

lobbying sans indemnisation2
Lobbying/Sans indemnisation

On en tire les informations suivantes :

  • L’effort de lobbying total de E et I est égal à :

xE* + xI*= b d/(b + d) ;

  • La probabilité que le régulateur autorise la mise sur le marché est égale à :

P* = xI*/(xE* + xI*) = b/(b + d).

lobbying sans indemnisation3
Lobbying/Sans indemnisation

Remarquons que la probabilité de mise sur le marché s’écrit également :

P* = 1/(1 + d/b).

Donc :

  • P* = 1/2 si d/b = 1 ;
  • P* décroît avec d/b.

La figure ci-contre donne une représentation graphique de P* (en rouge), en comparant avec P° (en vert).

Fig. 35 – La probabilité de mise sur le marché à l’équilibre de Nash

lobbying sans indemnisation4
Lobbying/Sans indemnisation

Le surplus social résultant du contest s’écrit :

S* = P* (b – d) – xE*– xI*.

avec, selon l’état du monde :

  • Si d = 0 :
    • xE* + xI* = b d/(b + d)= 0 ;
    • P* = b/(b + d) = 1 ;
  • Si d = 1 :
    • xE* + xI* = b d/(b + d) = b/(b + 1) ;
    • P* = b/(b + d) = b/(b + 1).
lobbying sans indemnisation5
Lobbying/Sans indemnisation

On obtient :

  • Si d = 0, alors S* = b.
  • Si d = 1, alors S* = b (b – 2)/(b + 1).

Ex ante, le surplus social estdoncégalà :

S* = (1/2) b + (1/2) b (b – 2)/(b + 1)

= b (b – 1/2)/(b + 1).

lobbying sans indemnisation6
Lobbying/Sans indemnisation

La figure ci-contredonneunecaractérisationde l’erreur de décisioninduite par le contest.

Elle représente la différence entre les règles de 1-ier rang (P° = 0, si b  d, P° = 0, sinon) et d’équilibre (P* = 1/(1 + d/b)).

La figure utilise :

  • Un code de couleur :
    • Vert signifie P° –P* > 0 ;
    • Rouge signifie P° –P* < 0 ;
  • Un dégradé
    • Clair signifie |P° – P*| → 0 ;
    • Foncé signifie |P° – P*| → 1.

Fig. 31 – Différence P° – P*

lobbying contest vs 2 d rang
Lobbying/Contest vs 2-d rang

Fig. 31 – Comparaison des erreurs selon le mécanisme de décision

- Analyse coût-bénéfice - Résultat du Contest

lobbying comparaisons
Lobbying/Comparaisons

La figure ci-contrepermet d’apprécier la (mauvaise) performance du contest comme mécanisme de choix social (sans indemnisation du dommage).

Elle représente le surplus social associé au contest sans indemnisation du dommage (bleu).

Pour la comparaison, sont reportés les surplus sociaux associés aux règles de premier rang (vert) et de second rang (rouge).

Fig. 33 – Surplus social S*, S° vs S°°.

lobbying avec indemnisation
Lobbying/Avec indemnisation

Supposonsmaintenantque les deuxgroupesd’intérêtanticipentque le lobby industrielréparera le dommagecausé.

Danscecas, on a :

vE = 0 et vI= b – d,

et les utilitéss’écrivent :

UE = – xE et UI= P (b – d) – xI.

On cherchel’équilibre de Nash (xE**, xI**) du jeu.

lobbying avec indemnisation1
Lobbying/Avec indemnisation

Dans ce cas, il est facile de voir qu’un équilibre de Nash du jeu devient :

xE** = 0 et xI** = 0, si b  d,

→ 0, si b > d.

Il s’ensuit que la probabilité que le régulateur autorise la mise sur le marché est :

P** = 0, sib  d,

= 1, sib > d.

On remarque que l’équilibre du jeu décentralise la règle optimale.

lobbying comparaison
Lobbying/Comparaison

La figure ci-contrepermet de conclure à la (bonne) performance du contest comme mécanisme de choix social (avec indemnisation du dommage).

En effet, le surplus social associé est confondu avec celui résultant de l’application aux règles de premier rang (vert).

Pour la comparaison, sont reportés les surplus sociaux associés à la règle de second rang (rouge) et au contest sans indemnisation du dommage (bleu).

Fig. 33 – Surplus social S*, S° vs S°°.

lobbying conclusion
Lobbying/Conclusion

Nos résultats montrent que :

Dans un contexte d’information imparfaite, le meilleur mécanisme de choix sera :

  • Une analyse coût-bénéfice ex ante, lorsqu’on craint que le groupe industriel échappera à sa responsabilité ;
  • Un tournoi, lorsqu’on pense que la responsabilité du groupe industriel sera engagée.
lobbying limites de l analyse
Lobbying/Limites de l’analyse

Ce résultat dépend fortement d’hypothèses implicites faites ci-dessus :

  • Problème du free-riding : un groupe industriel vs une multitude de consommateurs ;
  • Asymétrie d’information : le groupe industriel a un accès privilégié à l’information sur le dommage ;
  • Etc.