Cours de politiques d’environnement

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1 Cours de politiques d’environnement
Sébastien Rouillon, 2014 (Première version : 2014)

2 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

3 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.

4 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.

5 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.

6 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.

7 Base de données – OCDE/AEE
Fig. 3 – Taxes reliées à l’environnement , OCDE, par habitants. OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

8 Base de données – OCDE/AEE
Fig. 4 – Recettes des taxes reliées à l’environnement , OCDE, par assiettes fiscales, en 1995. La figure 4 représente la distribution des recettes des taxes reliées à l’environnement, par assiettes fiscales, pour l’année Les taxes sur les carburants et les véhicules à moteur représentent 90 % de ces recettes. OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

9 Base de données – OCDE/AEE
On note peu de changements à noter depuis 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.

10 Taxes sur les carburants
On constate : de fortes différences entre les pays (plus faibles en Amérique du nord) ; des variations entre et 2005, à la baisse comme à la hausse ; des taxes souvent plus faibles sur 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.

11 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.

12 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, Fig. 9 – Recettes des taxes différentielles, R.-U. OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

13 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.

14 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.

15 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. Bartelings et al. (2005), “Effectiveness of landfill taxation”. home_subsection.cfm/subsectionid/FF91BCBD-EAFE-426A-ABB A39BBF

16 Dérogations… Fig. 13 – Recensement des dérogations aux taxes reliées à l’environnement . L’OCDE recense exemptions, introduites pour des raisons sociales, environnementales ou économiques. OCDE, “The Political Economy of Environmentally Related Taxes”, 2006.

17 Les marchés de permis d’émissions
Naissance d’une idée Emission Trading Program Lead Phase-out Program Le programme Acid Rain.

18 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 Acid Rain, en 1990 ; de généralisation, avec le protocole de Kyoto et le marché du carbone européen. Fig. 14 – Trois articles fondateurs. Coase, R.H. (1960), “The Problem of Social Cost”, Journal of Law and Economics, 3, Crocker, T. D. (1966). The Structuring of Atmospheric Pollution Control Systems. The Economics of Air Pollution. H. Wolozin. New York, W. W.Norton & Co.: Dales, J. H. (1966), “ Land, Water, and Ownership”, Canadian Journal of Economics, 1(4):

19 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, les oxydes d’azote, le monoxyde de carbone, l’ozone les particules en suspension, le plomb (après 1975).

20 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 (attainment ou 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.

21 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.

22 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.

23 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.

24 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 Reduction Credits), 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.

25 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

26 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. Type de transaction Nombre d’échanges Gains (millions de dollars) Impact sur la qualité de l’air Compensation Interne (offset) Compensation Externe (netting) Bulles (bubbles) Mise en réserves (banking) 5000 à 12000 2000 132 100 525 à 12000 435 Très faible Neutre Faiblement Négatif Faiblement positif Hahn et Hester (1989), "Marketable Permits: Lessons for Theory and Practice", Ecology Law Quaterly, 16(2): -.

27 Objectifs environnementaux Instrument économique
Lead Phase-out Objectifs environnementaux Instrument économique Les E.-U. limitent la teneur en plomb des carburants depuis 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.

28 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): -.

29 Acid rain 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):

30 Acid rain 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.

31 Acid rain 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 Act Amendments, CAAA) sont apportés en 1990. Le titre IV des CAAA régule les émissions de SO2 des centrales électriques, pour corriger ces effets pervers.

32 Acid rain/Objectifs Le programme Acid rain 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.

33 Acid rain/Calendrier Le programme Acid rain 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.

34 Acid rain/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.

35 Acid rain/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 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).

36 Acid rain/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, Burtraw D. and al. (2006),"Lessons for a cap-and-trade program".

37 Acid rain/Réductions des émissions

38 Acid rain/Effets sur l’environnement
Au niveau local/pollution de l’air Au niveau régional/pluies acides 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.

39 Acid rain/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

40 Acid rain/Réductions des coûts
Principe Méthode On estime d’abord les coûts de réduction d’émissions, à l’aide d’une analyse technico-économique ou économétrique. On compare ensuite les coûts totaux résultant du fonctionnement du marché du SO2, par rapport à une politique contrefactuelle 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 %.

41 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

42 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.

43 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”.

44 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”.

45 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”.

46 La loi sur l’eau de 1964 En 1964, la première grande loi sur l’eau crée 6 grands bassins hydrographiques. Dans chaque bassin, la politique de l’eau est : débattue et définie démocratiquement par un Comité de bassin ; mise en oeuvre par une Agence de l’eau. Fig. 19 – Les 6 bassins hydrographiques

47 Redevances sur l’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”.

48 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.

49 Redevances des agences de l’eau
Le tableau ci-contre montre la répartition des redevances perçues par les agences de l’eau, entre les collectivités territoriales, les industries et l’agriculture. La plus grande partie est payée par les collectivités territoriales. L’agriculture y échappe largement. Fig. 20 – Redevances des agences de l’eau M€ et % Redevance pollution Redevance prélèvement Total Part de la redevance pollution Collectivités Industries Agriculture 3796 747 4543 723 257 37 1017 4919 1004 5960 84 % 75 % 0 % 82 % Conseil des impôts (2005), “Fiscalité et environnement”.

50 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.

51 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”.

52 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”.

53 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).

54 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.

55 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.

56 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”.

57 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

58 Les écotaxes/Lessives

59 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.

60 Les écotaxes/Produits antiparasitaires
La TGAP-produits antiparasitaires concerne 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”.

61 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 pour internaliser les dommages. Fig. 23 – TGAP sur les polluants atmos. vs dommages externes Conseil des impôts (2005), “Fiscalité et environnement”.

62 Les écotaxes/Polluants atmosphériques

63 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.

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

65 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.

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

67 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 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 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.

68 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%.

69 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) croise deux scénarios, avec : d’une part, le maintien du barême 2008, à long terme, ou le passage au barême 2012 ; d’autre part, deux hypothèses (haute ou basse) quant à la proportion de véhicules neufs venant en remplacement de véhicules anciens.

70 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.

71 BME/Modélisation microéconomique
Des consommateurs achètent des automobiles parmi deux modèles : Le modèle m coûte c €/km et rejette d gCO2/km ; Le modèle M coûte C €/km et rejette D gCO2/km. On admet que l’automobile de type m revient moins cher et rejette moins de CO2 : c < C et d < D.

72 BME/Modélisation microéconomique
Chaque consommateur choisit son automobile en fonction de ses besoins en déplacements et de ses goûts pour les deux modèles. 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.

73 BME/Déplacements d’éq.
Si un conso. achète le modèle m, sa demande de déplacement vérifie : P(q) = c. Il sensuit qu’il parcourt : q* = (a – c)/b (km) ; et qu’il rejette : e* = d q* (gCO2). Fig. 26 – Déplacement à l’équilibre (modèle m)

74 BME/Déplacements d’éq.
Si un conso. achète le modèle M, sa demande de déplacement vérifie : P(Q) = C. Il sensuit qu’il parcourt : Q* = (a – C)/b (km) ; et qu’il rejette : E* = D Q* (gCO2). Fig. 27 – Déplacement à l’équilibre (modèle M)

75 BME/Effet rebonds Comme c < C, on peut montrer que le propriétaire d’un modèle m roule plus : q* – Q* = (C – c)/b. On observe ce qu’on appelle l’effet rebond : Un consommateur dissuadé d’acheter le modèle M au profit d’un modèle m émet moins de CO2 au kilomètre, mais parcourt plus de kilomètres. L’effet sur les émissions est donc ambigu : e* – E* = [(a – c) d – (a – C) D]/b < 0 <=> D/d > (a – c)/(a – C)

76 BME/Choix du modèle A l’éq., le conso. retire un surplus du déplacement égal à : s* = (a – c)²/(2b), S* = (a – C)²/(2b), en achetant les modèles m et M, respectivement. Comme c < C, on vérifie que s* > S*. Fig. 27 – Calcul des surplus s* = Aire du triangle acf S* = Aire du triangle aCF

77 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 une utilité égale à : 0, s’il n’achète rien, u = s* – p + , s’il achète le modèle m, U = S* – P –  + , s’il achète le modèle M. {

78 BME/Choix du modèle La Fig. ci-contre représente les utilités 0, u et U, en fonction de . Chaque conso. fait le choix associé à la courbe la plus haute. Il existe * tel que u = U. Tous les conso. tels que  < * achètent un modèle m, les autres achètent un modèle M. Fig. 27 – Eq. du consommateur

79 BME/Choix du modèle Notons : F() = distribution cumulée de  dans la pop°. A l’équilibre la part de marché du modèle m est égale à la proportion F(*). Une hausse de  (bonus) et/ou de  (malus) accroît * et donc la part de marché F(*) du modèle m. L’équilibre budgétaire du bonus-malus écologique nécessité que F(*)  = (1 – F(*)) .

80 Analyse positive des politiques
Intérêts catégoriels Elections et politiques d’environnement Groupes de pression Analyses empiriques

81 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.

82 Intérêts catégoriels 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.

83 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 € C D Cm Dm E° A B O z° E* z Bénéfices (€) Pollueurs Pollués Etat initial (E*) OCE* – ODE* Etat final (E°) OCE°z° – OE°z° Solde (E° – >E*) – z°E°E* z°E°DE*

84 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 Transf. reçus (€) Pollueurs Pollués Contribuables (a) - (b) – OAE°z° OAE°z° (c) z°E°BE* – z°E°BE* (d) (e)

85 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.

86 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.

87 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.

88 L’électeur médian 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.

89 L’électeur médian/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).

90 L’électeur médian/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

91 L’électeur médian/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.

92 L’électeur médian/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.

93 L’électeur médian/Définition
Rangeons les paramètres ai dans l’ordre croissant : a1  a2  …  am  …  aN-1  aN, en supposant, pour simplifier, que cet ordre suit l’ordre des indices. L’électeur m est l’électeur médian, car son programme préféré am partage la population en deux sous- ensembles de même cardinal (égal à m – 1) : ceux qui préfèreraient une taxe inférieure à am ; ceux qui préfèreraient une taxe supérieure à am.

94 L’électeur médian/Théorème
Le théorème suivant est facile à montrer : Théorème (de l’électeur médian) : Le programme préféré de l’électeur médian l’emporte dans un vote à la majorité simple contre n’importe quel autre programme. Preuve : Il suffit de remarquer que si t < am (resp., >), alors tous les électeurs d’indice i  m (resp., ) voteront pour am. Or, ils sont majoritaires !

95 L’électeur médian/Conséquences
En vertu du théorème de l’électeur médian, il est raisonnable de penser que : A l’équilibre du jeu politique, la taxe t* qui sera adoptée à l’issue du vote est la médiane de la suite des taxes préférées dans la population des électeurs. Formellement, on a : t* = Me(a1, …, aN).

96 L’électeur médian/Conséquences
Comparons-la maintenant à la taxe optimale. La taxe optimale maximise le surplus social : S = i Ui(t) = (i ai – N t/2) t. La solution vérifie : dS/dt = i Ui’(t) = i ai – N t = 0, La taxe optimale est : t° = i ai/N.

97 L’électeur médian/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.

98 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.

99 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 proposons une analyse empirique (FIFRA) et une analyse théorique (modèle de contest) du rôle du lobbying. OGM ; Médicaments ; Gaz de schiste ; Pesticides.

100 FIFRA La FIFRA (Federal Insecticide, Fungicide, and Rodenticide Act) 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.

101 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 (lifetime risk 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.

102 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.

103 FIFRA/Amendements En 1972, un amendement de la FIFRA obligent l’EPA à réenregistrer environ 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

104 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.

105 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):

106 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).

107 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.

108 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.

109 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 Xij un 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).

110 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.

111 FIFRA/Base de données Cropper et al. (1991), "The Determinants of Pesticide Regulation: A Statistical Analysis of EPA Decision Making", JPE, 100 (1):

112 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

113 Lobbying/Un bien ou 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…

114 Lobbying/Analyse théorique
On considére deux groupes d’intérêt, opposés au sujet de la mise sur le marché d’un nouveau produit/procédé (OGM, Gaz de schiste, etc). En cas d’autorisation par les autorités : Le lobby environnemental, noté E, subira un coût d, du fait des dommages environnementaux associés ; Le lobby industriel, noté I, retirera un bénéfice b de la vente de son produit.

115 Lobbying/Régle optimale (1-ier rang)
D’un point de vue social, la décision optimale est de : Autoriser la mise sur le marché si et seulement si b > d. Pour la suite de l’analyse, on peut l’énoncer comme suit : La règle de décision optimale (de premier rang) est d’autoriser la vente avec la probabilité : P° = 0, si b  d, et P° = 1, si b > d.

116 Lobbying/Régle optimale (1-ier rang)
En réalité, cette règle de décision est délicate à mettre en oeuvre, du fait que le régulateur dispose d’une information imparfaite. En particuler, l’évaluation des dommages est problématique : Méthodes d’évaluation des risques controversées ; Protection par brevets des produits/procédés.

117 Lobbying/Régle optimale (1-ier rang)
Pour en rendre compte de cette difficulté, supposerons que : Le régulateur ne connaît pas le dommage d ; Le régulateur sait seulement que d peut prendre les valeurs 0 ou 1, avec la probabilité 1/2 ; Dans le cas défavorable (d = 1), le produit ne devrait pas être mis sur le marché, car b < 1.

118 Lobbying/Régle optimale (1-ier rang)
Si la règle optimale est 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

119 Lobbying/Régle optimale (2-d rang)
Si la règle optimale n’est pas applicable, faute de mieux, le régulateur devra suivre le critère de décision suivant : Autoriser la mise sur le marché si et seulement si b > E[d] = 1/2. Pour la suite de l’analyse, on peut l’énoncer comme suit : La règle de décision optimale (de second rang) est d’autoriser la vente avec la probabilité : P°° = 0, si b  1/2, P°° = 1, si b > 1/2.

120 Lobbying/Régle optimale (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.

121 Lobbying/1-er rang vs 2-d rang
L’état d’information imparfaite ex ante implique une décision parfois erronée ex post. La figure illustre ce 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°°

122 Lobbying/1-er rang vs 2-d rang
La figure ci-contre donne une autre caractérisation de l’erreur de décision induite par l’information imparfaite. 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°°.

123 Lobbying/1-er rang vs 2-d rang
La figure ci-contre permet 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°°.

124 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).

125 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

126 Lobbying/Jeu du contest
Le modèle de contest définit un jeu sous forme stratégique, dans lequel : Les joueurs sont E et I ; Les stratégies sont xE et xI ; Les utilités sont UE = P vE – xE et UI = P vI – xI ; où vE  0 et vI  0 sont les gains de E et I, en cas de mise sur le marché. Un équilibre de Nash de ce jeu est un couple (xE*, xI*), tel que chaque joueur joue sa meilleure réponse à la stratégie de l’autre.

127 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.

128 Lobbying/Responsabilité civile
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.

129 Lobbying/Responsabilité civile
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.

130 Lobbying/Sans indemnisation
Supposons dans un premier temps que le lobby industriel échappera à sa responsabilité. Dans ce cas, on a : vE = – d et vI = b, et les utilités s’écrivent : UE = – P d – xE et UI = P b – xI. On cherche l’équilibre de Nash (xE*, xI*) du jeu.

131 Lobbying/Sans indemnisation
Un équilibre de 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 déduit que : xE* = b d²/(b + d)² et xI* = b² d/(b + d)².

132 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).

133 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

134 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).

135 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 est donc égal à : S* = (1/2) b + (1/2) b (b – 2)/(b + 1) = b (b – 1/2)/(b + 1).

136 Lobbying/Sans indemnisation
La figure ci-contre donne une caractérisation de l’erreur de décision induite 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*

137 Lobbying/Contest vs 2-d rang
Fig. 31 – Comparaison des erreurs selon le mécanisme de décision - Analyse coût-bénéfice Résultat du Contest

138 Lobbying/Comparaisons
La figure ci-contre permet 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°°.

139 Lobbying/Avec indemnisation
Supposons maintenant que les deux groupes d’intérêt anticipent que le lobby industriel réparera le dommage causé. Dans ce cas, on a : vE = 0 et vI = b – d, et les utilités s’écrivent : UE = – xE et UI = P (b – d) – xI. On cherche l’équilibre de Nash (xE**, xI**) du jeu.

140 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, si b  d, = 1, si b > d. On remarque que l’équilibre du jeu décentralise la règle optimale.

141 Lobbying/Comparaison
La figure ci-contre permet 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°°.

142 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.

143 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.