Les notions de transaction environnementale et leur mode de gouvernance

La section précédente expose la gouvernance des transactions économiques par les formes hybrides, telles qu’elles ont été au départ définies par Williamson (1991) et dont les contours se sont progressivement élargis au regard de la diversité des situations contractuelles observées dans la réalité, et du mode de coordination propre à chaque partenariat. L’économie des coûts de transactions a permis d’offrir un cadre analytique des formes de gouvernance des relations inter- organisationnelles qui échappent au modèle dichotomique marché/hiérarchie. La notion de formes hybrides est alors apparue et appropriée pour désigner un ensemble de transactions qui prennent place par des arrangements contractuels plus ou moins formels, et qui sont gouvernés par des mécanismes de coordination spécifique (confiance, réseau, leadership, formalisation).

54 _{Notons cependant que le modèle de la quasi-firme est fortement illustratif du secteur particulier de la construction,} puisque les projets sont composés de séquences. Dans cette mesure, le travail d’un contractant est programmé dans une phase bien précise, et dépend fortement de la réalisation de tâches antérieures qui sont confiées à d’autres contractants. D’autres secteurs, notamment d’assemblage, sont caractéristiques de ce modèle de gouvernance (aérospatiale, informatique, automobile).

55 _{L’industrie meunière a procédé de cette façon lorsqu’au début des années 80 un groupe de meuniers a développé} une marque de pain de haute qualité (Raynaud, 1997). Les meuniers sélectionnent le blé pour produire de la farine de qualité qu’ils distribuent à des boulangers, en fonctionnant en franchises. Bien que les meuniers puissent être en compétition, notamment sur les aires géographiques où ils démarchent les boulangers, ils se sont tous accordé sur le standard de qualité. Afin de se prémunir des comportements opportunistes, une gouvernance complexe a été élaborée pour le fonctionnement en interne du groupe. La mise en œuvre du standard et la surveillance des contrats ont été confiées à une entité spécialement conçue par les meuniers pour effectuer ces tâches, qui possèdent d’ailleurs le nom de la marque. La résolution des disputes est assurée par une court interne, composée de trois délégués qui agissent comme des juges privés.

En référence aux formes hybrides, l’approche en termes de coûts de transaction offre un cadre analytique permettant d’embrasser l’éventail des modes de gouvernance des questions environnementales, comme les accords volontaires ou la gestion communautaire, à côté des instruments des politiques environnementales : l’intervention directe de l’Etat et les instruments de marchés. Paradoxalement, la théorie des coûts de transactions portée par Williamson (1991) a reçu très peu d’écho en matière environnementale. Bekmann (2002) avance deux explications. La première est relative à la définition même de la transaction à travers ses attributs. Les attributs canoniques de l’approche de Williamson sont limités pour problématiser les situations environnementales. Par ailleurs, l’opposition faite entre Etat et marché monopolise encore les discussions entre les économistes de l’environnement et les économistes des ressources naturelles.

Dans cette section, nous voulons alors revenir sur la lecture néo-institutionnelle de la politique environnementale disponible dans la littérature. Nous argumentons que cette approche guidée par la notion d’externalité coasienne a permis de nuancer les oppositions faites entre intervention de l’Etat et instruments de marché, pour des enjeux localisés mais non spatialisés. Par la suite, nous défendons l’idée que les formes hybrides ne peuvent s’envisager qu’à partir du moment où les enjeux sont inscrits spatialement. Des travaux qui intègrent une dimension spatiale à leur analyse sont alors discutés. Par la suite, nous explicitons dans quelle mesure les DIE sont des contrats relationnels entre les parties prenantes et quels en sont les spécificités.

2.1. Les modes de gouvernance de la transaction environnementale dans une perspective a- territorialisée : de « l’Etat ou marché » à « L’Etat et marché »

L’éventail des approches économiques usuelles des enjeux environnementaux s’articule autour d’un corpus de travaux unifiés autour de 4 unités d’analyse : les externalités (Pigou, 1932), les ressources (Hotelling, 1931), les biens publics (Samuelson, 1954), et les biens en propriété commune (Olson, 1965). L’ensemble des réflexions théoriques au sein de chaque courant a eu comme principale préoccupation l’allocation de la gestion des ressources à l’entité la plus efficace. On oppose ainsi l’intervention directe de l’Etat par les politiques command and control versus la gestion décentralisée par le marché. En référence aux propriétés de rivalité/excludabilité qui caractérisent les usages des biens et services environnementaux, on peut alors retrouver les prescriptions usuelles quant à la nécessité de l’intervention de l’Etat à l’issue d’un calcul comparant les coûts au bien-être social.

L’économie de l’environnement prend pour point de départ la notion d’externalité, point à partir duquel elle construit les critères en faveur ou non d’une intervention de l’Etat et une

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théorie du choix des instruments par les gouvernements : en présence d’externalités (qui présentent des caractéristiques de biens publics en référence au dyptique excludabilité/rivalité), l’intervention du gouvernement est nécessaire pour l’implémentation des politiques guidées par un calcul qui procède à l’allocation optimale des ressources et maximise le bien-être social.

Non rival Rival

Non Excudable Bien public Bien commun

excludable Bien de club Bien marchand

Tableau 14 : Type de bien selon les critères de rivalité et d’excludabilité

Un bien non excludable et non rival renvoie à l’impossibilité d’exclure quicquonque d’en bénéficier. Il n’est par ailleurs susceptible d’aucune rivalité, c’est-à-dire que la consommation de ce bien par une personne n’empêche pas une autre de le consommer. Un bien dont on ne peut garantir l’exclusion des usagers mais dont la consommation est rivale, fait que l’exploitation par les autres peu dégrader la qualité de la ressource. Les « biens de clubs » désignent les biens où l’accès est restreint mais dont la consommation ne souffre pas de rivalité (jusqu’à un certain niveau où la rivalité est possible notamment en cas de congestion : autoroutes à péages, sites touristiques à entrée payante). Enfin les biens rivaux et excludables désignent les biens et services échangés sur le marché.

L’approche néo-institutionnelle de la gouvernance environnementale part d’une reprise de la vision coasienne des externalités (Coase, 1937) et des coûts de transactions (Coase, 1960) pour nuancer la nécessité de l’intervention de l’Etat et expliciter la supériorité des formes alternatives de gouvernance, notamment les mécanismes de marché. Pour Coase, l’externalité est d’abord envisagée comme une interdépendance entre les parties, l’absence de coordination des actions de ces différentes parties va donc se transformer en conflits d’usage. En l’absence de coûts de transactions, l’allocation des droits de propriété et les négociations permettent de résoudre ce conflit. Pour Pigou en revanche, l’externalité est corrélative d’une divergence entre les intérêts privés, ou entre les intérêts privés et les intérêts collectifs. Les décisions privées sont guidées par les intérêts individuels. La prise en charge des intérêts collectifs qui occasionnerait un coût d’un montant plus élevé que l’optimum individuel nécessite une intervention de l’Etat (Pigou, 1929). Pour Coase, comme ce raisonnement n’inclut pas les coûts de transaction (recherche d’information et de négociation qui correspondent aux coûts d’utilisation du marché), une

définition claire des droits de propriétés serait suffisante pour permettre d’initier une négociation entre les parties et résoudre les conflits d’intérêts, sans l’intervention de l’Etat. En revanche, lorsque les droits sont mal définis et les coûts de transactions non négligeables, comme c’est le cas en matière d’environnement et de ressources naturelles, une approche comparative des solutions institutionnelles s’impose. On peut regrouper la littérature en deux catégories de travaux. La première catégorie de travaux réfléchit de manière normative aux instruments de marché qui minimisent les coûts de transaction. Une deuxième catégorie de travaux plutôt d’essence empirique développe une approche comparative de l’efficacité des instruments des politiques environnementales au regard des coûts de transactions pour leur mise en œuvre. La notion de transaction environnementale serait donc à tirer des postulats de recherches ou des résultats de ces travaux.

2.2. La transaction environnementale en tant que de transfert de droit à polluer

En matière environnementale, la notion de coûts de transaction prend une place quasiment « naturelle » dans leur influence sur l’efficacité des instruments économiques pour les politiques environnementales. Le cadre d’analyse original a cependant été élargi pour appréhender les politiques de l’environnement (MacCann, 2005). En d’autres termes, les attributs de la transaction (fréquence, incertitude, spécificité) n’ont pas le même poids en tant que déterminants des modes de gouvernance. Au regard des instruments de marché qui sont proposés pour résoudre les conflits d’usages autour des ressources naturelles, et la gestion des externalités telle que celle proposée par Coase, la transaction environnementale peut s’envisager comme un transfert de droits de propriétés environnementaux (Grolleau et Salhi, 2009), et « les coûts de transaction

correspondent aux ressources déployées pour définir, établir, maintenir et transférer les droits de propriété environnementaux » (Allen, 1991, cité dans McCann et al., 2005, traduit par nous).

La notion de transaction environnementale se veut complémentaire de la notion d’externalité, mais elle apporte une nuance en étant exclusivement envisagée par des conflits entre agents « pour un usage mutuellement incompatible d’une ressource environnementale rare » (Grolleau et Salhi, p.8). Si on exclut la faible disponibilité de fait des ressources naturelles particulières, en présence d’externalités et à plus forte raison d’externalités négatives, la notion de rareté renvoie à l’intensité de la compétition entre usagers de la ressource. Les auteurs insistent sur les droits de propriété et leur rôle dans la résolution des conflits d’usages. De façon plus classique -outre la possible intervention d’une autorité- l’accent est mis sur la capacité de deux agents à résoudre des conflits, et sur la détermination des coûts de transaction empêchant la réalisation de la transaction. Les auteurs reconnaissent par ailleurs qu’en établissant la définition

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de la transaction sur la base de Coase (1960) comme « un transfert de propriété où ce qui est échangé sur le marché se rapporte aux droits de réaliser certaines actions, ces droits détenus par les agents étant établis par le système légal » (p.10). La transaction se définit dans ce cadre non comme l’échange de biens et services, mais comme des efforts pour protéger ou échanger ces droits de propriétés, ou encore ces droits de propriétés économiques (Barzel, 1982). Chaque instrument de marché pour la gouvernance environnementale peut alors comporter des coûts de transactions, plus ou moins importants.

Ainsi, les systèmes d’échange de quotas d’émissions sont basés sur l’assignation de droits de propriétés entre pollueurs. Si on se réfère au théorème de Coase, un tel système d’échange permet d’atteindre de façon efficace un objectif environnemental. Les firmes qui ont un coût de dépollution élevé sont incitées à acheter des permis, et celles qui ont des coûts faibles le sont pour en vendre. Néanmoins, le théorème de Coase est basé sur une hypothèse très forte, l’inexistence de coûts à l’échange. A la base du principe de l’utilisation des mécanismes de marché, les systèmes de quotas sont destinés à minimiser ces coûts. Désignés dans la littérature à travers la spécificité, la fréquence et l’incertitude associées à la transaction, ces coûts se matérialisent dans les faits par des coûts de recherche d’information, de négociation et d’approbation, de risques associés au marché ou à la réglementation, aux coûts d’assurance et de contrôle (Solomon, 1999). La recherche d’information est associée à la spécificité des actifs, tandis que les autres coûts peuvent être associés à l’incertitude et à l’opportunisme des participants au marché. Les coûts de surveillance et de contrôle sont usuellement assurés par l’administration (Woerdman, 2001). D’un point de vue théorique, en présence de coûts associés à l’échange, l’équilibre des systèmes d’échange de droits est impacté par de tels coûts, explicatif en partie de la baisse des permis échangés (Stavins, 1995). L’ampleur de ces coûts est sujette à variation selon les configurations du système adopté. Aux Etats-Unis où l’expérience des systèmes d’échanges est la plus grande56_, trois types de systèmes coexistent. Le point commun entre ces systèmes est basé sur l’échange qui doit fournir aux entreprises les incitations à développer des stratégies de réduction d’émissions à moindre coût.

Le système de plafonnement et d’échanges (« cap-and-trade ») définit un nombre fixe de permis qui déterminent eux-mêmes une quantité spécifique de pollution qu’il est possible d’émettre. Le nombre de permis est plafonné afin de réduire les émissions au niveau désiré. Le

56 _{Dans le domaine du changement climatique, l’Union Européenne a employé deux systèmes : le « cap-and-trade » et} le « baseline and credit » qui est une allocation de crédits en référence à un standard environnemental, du même type que le système américain.

système de compensation (« offset programs ») alloue aux firmes des crédits pour des projets qui permettent de réduire leurs émissions57. Ces crédits peuvent être échangés avec d’autres firmes (ou d’autres installations de la même firme) où ils peuvent utilisés pour la mise en conformité avec une réglementation environnementale plus conventionnelle. La décision de générer ces crédits est en général volontaire, et est certifiée au cours d’un processus administratif. Ces programmes de crédits permettent une certaine flexibilité, mais l’appréciation de leurs effets est coûteuse, et incertaine (Solomon, 1999). Les systèmes basés sur un standard de pollution (« rate- based programms ») définissent dès le départ les entreprises qui gagnent des crédits lorsque le niveau de leur pollution est inférieur, et les entreprises qui doivent en obtenir afin de couvrir leurs excès d’émissions. Ce type de programme apparaît plus aisé à mettre en œuvre lorsque les échanges se déroulent entre entreprises du même secteur. Le système cap-and-trade est le système qui semble le moins contrarié dans son fonctionnement par les coûts à l’échange. Le système de crédits est celui qui en engendre le plus, du fait notamment des coûts administratifs ex post liés à la certification des procédés et du contrôle de la réduction d’émission qui en résulte.

La taxe environnementale peut s’envisager également comme un instrument de marché même si elle implique une relation directe entre l’Etat et ses administrés. La taxation a également un coût, essentiellement d’ordre administratif. A l’instar des permis négociables, bien que reposant sur les mécanismes du marché, les instruments de taxation n’en contiennent pas moins une dimension administrative, reflétée par les coûts de mise en œuvre et de contrôle de la mise en conformité. La mise en œuvre de la taxe requiert en tout premier lieu l’acquisition d’information (Slemrod et Yitzhaki, 1998). On peut ainsi distinguer deux formes de taxation selon sa destination, à savoir une transaction entre deux parties aux intérêts conflictuels (situation du marché) ou la taxation d’une activité ou d’une consommation propre. Dans le premier cas, la partie non satisfaite peut rapporter la situation aux autorités. Secondement, le coût de l’information est plus faible lorsqu’une transaction est documentée. Il est ainsi moins coûteux de taxer une grande compagnie qui dispose de l’information pour ses propres besoins qu’une entreprise de petite taille qui ne dispose sans doute pas de la même qualité d’information. Les coûts de mise en conformité constituent pour leur part un second ensemble dans la mise en œuvre d’une taxe environnementale. Ils constituent en quelque sorte une seconde étape dans la collecte d’information.

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La taxe et les marchés de droits d’émission sont fondés sur une base commune. Dans le cas des taxes, le régulateur peut fixer les prix (le niveau de pollution) et procéder à des ajustements jusqu’à ce que la réduction d’émission atteigne le standard désiré. De façon analogue, le même régulateur peut directement fixer le nombre de permis requis et permettre la négociation entre firmes afin déterminer le prix sur le marché. Cropper et Oates (1992) nuancent cette équivalence en donnant l’avantage aux marchés de droits dans la mesure où ils fournissent au régulateur un contrôle direct sur la quantité d’émissions. Une approche par la taxe expose celui-ci au risque d’une mauvaise évaluation et notamment la fixation d’une taxe trop faible (un taux de pollution admissible trop élevé). Les mesures d’ajustement engendrent des coûts d’administration supplémentaires, ainsi que des coûts de mise en conformité. Les systèmes de droits impliquent des coûts de mise en conformité moins élevés. Si les permis sont mis aux enchères, les firmes payent directement le droit d’émettre de façon analogue aux systèmes de taxation. La fixation du prix des permis et leur allocation peut cependant être effectuée de diverses manières. Le régulateur dispose notamment de la possibilité d’initier le système en distribuant gratuitement ces permis aux pollueurs, sur la base de leur performance environnementale passée (« grandfathering »). Les firmes de leur côté se voient dotées d’un actif échangeable, qu’elles peuvent soit utiliser pour confirmer leurs émissions ou vendre à un autre pollueur. Ce fonctionnement n’opère pas sans coûts, dans la mesure où il implique une recherche de partenaires à l’échange, il ne lève pas la possibilité de comportements stratégiques, ni l’existence d’imperfection du marché (Tietenberg, 2007).

L’intervention de l’Etat devient presque systématique, mais prend différentes formes. L’efficacité relative d’un instrument de marché est conditionnée par le mode d’intervention de l’Etat régulateur qui peut faciliter ou non le bon déroulement des transactions privées. Ainsi, un deuxième corpus de travaux proposent d’évaluer l’efficacité relative des différents instruments de la politique environnementale au regard des coûts occasionnés tout le long du processus de leur mise en œuvre.

2.2. La transaction environnementale en tant que processus de mise en œuvre des politiques publiques

Ici, les coûts de transaction se répartissent en deux sous-catégories. La première sous- catégorie de coûts a trait à la conception des instruments de la politique environnementale pour l’Etat, à leurs coûts administratifs et de mise en œuvre (Polinsky et Shavell, 1982). On peut alors les rassembler sous la bannière des coûts de transaction des politiques (« policy transaction costs ») (Griffin et Bromley, 1982). La seconde catégorie renvoie aux coûts associés au

fonctionnement du marché : les coûts de recherche d’information, de négociation, de monitoring, et de mise en œuvre des termes négociés entre les partenaires privés (Stavins, 1995 ; Vatn, 1998).

Sur les préconisations de Coase (1960), l’élaboration d’une typologie de coûts suffisamment large a ainsi permis d’appréhender les coûts des politiques basées sur le marché mais aussi hors marché. Sur la base principalement de McCann et al. (2005) et un ensemble d’autres travaux (Kuperan et al., 2008 ; Buitelaar, 2007 ; Falconer et Whitby, 1999 ; McCann et Easter, 1999). Coggan et al. (2010) notamment dressent un inventaire exhaustif des différents coûts de transaction susceptible d’exister durant les différentes étapes d’une politique environnementale.

Le tableau 15 détaille les catégories de coûts de transaction en deux grandes catégories. La première catégorie désigne les coûts occasionnés par les différentes étapes de création de la politique, principalement par les organes de mise en œuvre de la sphère publique, en particulier les administrations. La seconde catégorie renvoie aux coûts subis par les destinataires de la politique environnementale, pour se conformer aux prescriptions de ces politiques. Ce qui semble relier les deux parties, la réalisation d’une politique publique, soutient le déroulement de la transaction, la fourniture de biens et services environnementaux et la sécurisation de leurs usages.

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Catégorie d’activité Période d’intervention

Parties qui subissent les coûts de transaction

Administration publique/agence Parties privées 1. Recherche, acquisition et analyse de l’information, élaboration de la politique Préalable à la mise en œuvre Développement et mise en œuvre En cours

Temps et ressources associées à la définition du problème, ainsi