Choix méthodologiques

3.1.1 Sélection des approches volontaires de gestion environnementale

Mener à bien une analyse approfondie des AV nous a demandé de choisir entre deux approches méthodologiques : la poursuite d’une étude globale de ces instruments, en prenant le risque d’établir des généralisations contestables, ou celle qui consiste à réaliser une sélection des approches d’intérêt et à les étudier distinctement. Sur cette question, la préconisation récurrente dans la littérature spécialisée est de traiter les AV au cas par cas, méthode justifiée par l’importante variabilité des approches existantes qui rend les extrapolations trop hasardeuses (Mzoughi, 2005). Afin de tester l’hypothèse émise dans ce chapitre, nous choisissons donc de nous concentrer uniquement sur une sélection restreinte d’approches, établie selon deux critères adaptés à l’objet de notre étude : les AV à considérer doivent (1) proposer une gestion effective des écosystèmes, c’est-à-dire proposer d’influer sur les structures écosystémiques, de réguler les interactions entre organisations et écosystèmes (et donc potentiellement de les inscrire dans notre cadre de viabilité) et (2) être largement déployées (du point de vue spatial et / ou du nombre d’organisations concernées), ceci à la

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fois pour des raisons d’efficacité environnementale (un aspect important de cette efficacité étant le déploiement de l’instrument à grande échelle), et dans le but de pouvoir mener nos analyses en nous appuyant sur un volume de publications intéressant (notre hypothèse étant que la popularité d’un instrument est positivement corrélée au nombre d’études qui lui sont consacrées).

Le premier critère de sélection nous conduit à écarter les AV qui n’établissent pas de lien formel (ou qui établissent des liens trop diffus) avec les structures et processus écosystémiques, et qui ne proposent donc pas une gestion effective des écosystèmes : les programmes de certification de bâtiments (HQE, LEED), et l’Ecolabel européen. A travers l’application du second critère restrictif, nous excluons également les labels UEBT et MSC, dont l’emploi est jugé trop restreint et sur lesquels les publications s’avèrent trop peu nombreuses.

Par ailleurs, nous choisissons également d’écarter les mesures agro-environnementales (MAE) dans la mesure où, d’une part, ils sont considérés par certains auteurs comme des mécanismes de paiements pour services écosystémiques (PSE) à part entière (Laurans et al., 2011), et où, d’autre part, leur caractère volontaire est remis en question par d’autres auteurs qui les relient davantage aux instruments économiques de type subventions environnementales (Karsenty et al., 2009).

Enfin, parmi les AV qui résultent de ce tri, certaines poursuivent des objectifs communs en mobilisant des mécanismes similaires, et apparaissent donc comme redondantes : c’est le cas des systèmes de management environnemental ISO 14001 et EMAS, et des certifications de gestion forestière responsable FSC et PEFC. Lorsque d’importants écarts entre elles, en termes de déploiement, sont constatés, nous choisissons de sélectionner la plus diffusée des deux, et lorsque le nombre d’organisations qui les emploient est comparable, nous optons pour celle considérée dans la littérature comme la plus écologiquement efficace. Ainsi, la norme ISO 14001 étant beaucoup plus répandue parmi les organisations que le règlement EMAS (Riedinger et Thévenot, 2008), nous retenons la première pour notre analyse. L’étendue des certifications FSC et PEFC est en revanche comparable (UNECE et FAO, 2013), nous nous focalisons donc sur le standard FSC, réputé plus efficace (Pattberg, 2005 ; Schepers, 2010 ; Clark et Kosar, 2011).

A l’issue de ce criblage, nous disposons d’une sélection de quatre AV de gestion environnementale appropriée à notre problématique. C’est à partir de ce florilège que nous mènerons, dans les sections et sous-sections qui suivent, notre étude de l’efficacité environnementale et économique des AV.

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3.1.2 Etude de l’efficacité de la gestion environnementale

Dans la publication de l’OCDE (2003) traitant de l’efficacité des AV, les auteurs exposent une démarche destinée à mesurer la performance écologique des instruments d’intervention que nous jugeons adaptée à nos objectifs, et dont nous nous inspirons pour construire notre analyse et décliner nos résultats. Leur démarche se divise en trois étapes :

1- Le niveau fixé pour les objectifs environnementaux est-il judicieux ? 2- Les objectifs environnementaux existants ont-ils été atteints ?

3- Dans quelle mesure les résultats obtenus sont-ils dus à l’instrument en question ? Que se serait-il passé dans un scénario « au fil de l’eau » ?

La première question, qui représente selon nous l’étape fondamentale du processus, est cependant très brièvement traitée dans l’étude, car jugée, de manière surprenante, « sorti[r] du cadre du présent rapport » (OCDE, 2003, p.46). Les auteurs se contentent de mentionner la difficulté, dans de nombreuses situations, de déterminer l’optimum de dégradation environnementale, soit en raison de l’absence d’informations fiables, soit du fait de la nature transfrontalière des enjeux environnementaux, qui engendrent la mise en œuvre des processus de négociation entre parties prenantes ou entre nations, respectivement, pour y remédier. Pour les auteurs – comme pour la grande majorité des économistes environnementaux – l’objectif « idéal » apparaît donc implicitement ici à travers l’atteinte de cet optimum, dont nous avons vu qu’il est susceptible d’engendrer des conséquences délétères pour les écosystèmes et la biosphère (cf. Chapitre 1, sous-section 4.3.2), et les autres modalités de définition des objectifs environnementaux, fruits de négociations, sont sous-entendues être d’une moindre efficacité. En désaccord de ces considérations, que nous remettons en question autant sur le fond (optimum de pollution considéré comme modèle d’efficacité environnementale) que sur la forme (pas de réelle évaluation de la pertinence des objectifs poursuivis par les AV), cette étape est pour nous l’occasion de confronter les objectifs environnementaux poursuivis par chaque AV (ou les méthodes permettant de les déterminer), aux contraintes écologiques de viabilité que nous avons mises en évidence dans notre premier chapitre (Chapitre 1, section 3.1), à savoir le maintien des écosystèmes dans un état souhaitable et résilient.

Nous nous intéressons également aux étapes qui suivent, en particulier à la deuxième – la troisième y étant parfois intégrée – sur lesquelles l’étude de l’OCDE porte principalement, afin de questionner la capacité des AV à atteindre leurs propres objectifs, en nous référant pour cela à la littérature existante.

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