Claude Njomgang, Université de Yaoundé, Cameroun

INSTITUT DE L’ENERGIE ET DE L’ENVIRONNEMENT DE LA
FRANCOPHONIE (IEPF)
ATELIER INTERNATIONAL SUR L’ECONOMIE DE L’ENVIRONNEMENT
PARIS 14-16 AVRIL 2003
DEFAILLANCES INSTITUTIONNELLES ET
EXTERNALITES ENVIRONNEMENTALES
LE CAS DES PROGRAMMES D’AJUSTEMENT STRUCTUREL
CLAUDE NJOMGANG
UNIVERSITE DE YAOUNDE II. CAMEROUN
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INTRODUCTION
Le cadre conceptuel des programmes d’ajustement structurel a été longtemps marqué par le
contexte de crise qui les a motivés, lequel privilégiait la restauration des grands équilibres
macroéconomiques par la libéralisation des échanges, le désengagement de l’Etat de l’activité
économique et les réformes structurelles. Les dimensions sociale et environnementale du développement durable ont certes été progressivement prises en compte, mais l’approche demeure dichotomique, sans une véritable analyse d’interface visant à internaliser les coûts environnementaux des politiques d’ajustement. La plupart des mesures spécifiques de politique
environnementale sont élaborées et mises en œuvre dans des cadres parallèles aux PAS. Ceci
explique que leurs impacts sur l’environnement soient mitigés :
- D’une part, il est évident que de bonnes mesures d’ajustement accroissent simultanément la maîtrise des facteurs d’inefficience économique et des facteurs moteurs dans
la dégradation de l’environnement.
- Il est aussi évident d’autre part, que la dichotomie économie-environnement se traduit
par des défaillances institutionnelles, génératrices d’externalités1 environnementales.
Pour situer l’objet de la présente étude, il est important de rappeler que les PAS ne sont pas
des documents de stratégie de gestion durable de l’environnement, et ne sauraient être évalués, équitablement, par référence à leurs performances environnementales. Aussi bien ne
s’agit-il pas ici d’une évaluation classique, mais d’une réflexion critique sur les principes
d’une gestion des PAS à l’interface environnement-développement, dans une optique de développement durable. Il est nécessaire pour cela, d’esquisser au préalable un cadre d’analyse des
impacts environnementaux des PAS résultant des défaillances institutionnelles.
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Sauf précision contraire, il s’agira ici d’externalités négatives
Défaillances institutionnelles et externalités environnementales : Le cas des programmes d’ajustement structurel.
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I. CADRE D’ANALYSE DES IMPACTS ENVIRONNEMENTAUX DES PAS
Nous verrons d’abord les différents types de défaillances institutionnelles dans les PAS, avant
d’examiner les mécanismes d’impacts sous-jacents.
I1. Les défaillances institutionnelles
Ces défaillances sont de deux sortes, les défaillances par omission et les défaillances par action. Les premières sont relatives à la non intervention là où la défaillance du marché aurait
justifié l’intervention. Les secondes sont relatives quant à elles aux erreurs de conception et de
mise en œuvre des mesures d’ajustement.
I11. Les défaillances par omission
L’ignorance de l’interface croissance / environnement a pour corollaire la non intervention
par omission, là où la défaillance du marché aurait justifié l’intervention, notamment dans les
cas suivants :
-
-
-
l’absence de droits de propriété et de marché clairement définis pour réguler
l’exploitation des ressources, lesquelles restent ainsi des biens à accès libre. Il y a à
cet égard un vide juridique dans les PAS, source de conflits parfois tragiques avec
les législations traditionnelles, et d’abus dans l’utilisation des permis
d’exploitation conduisant à l’épuisement accéléré des ressources.
L’existence de coûts de transaction élevés, notamment les coûts de mise en œuvre
de la réglementation. La conditionnalité des PAS a été renforcée à cet égard, pour
inclure la lutte contre la corruption et la bonne gouvernance, mais l’effectivité de
cette conditionnalité se heurte encore à l’absence de responsabilité.
Les imperfections du marché, notamment les monopoles et la segmentation, qui
restreignent les capacités de régulation du marché des ressources,
L’incertitude, sur les réserves de ressources notamment, qui indique l’inaptitude du
marché à fournir les informations et les options requises, et induit des comportements spéculatifs conduisant à un épuisement accéléré des ressources.
I12. Les défaillances par action
L’ignorance de l’interface croissance-environnement peut conduire à trois types de défaillances par action :
- des mesures d’ajustement erronées, qui n’atteignent pas leurs objectifs et constituent la plupart du temps un biais contre les secteurs les plus vulnérables tels que
l’agriculture et les secteurs sociaux,
- des mesures d’ajustement justifiées qui atteignent leurs objectifs économiques,
mais produisent des effets secondaires sur l’environnement. C’est le cas par
exemple d’une réduction des subventions à l’agriculture qui permet de résorber le
déficit budgétaire, mais prive les petits agriculteurs bénéficiaires de moyens de
lutte contre l’érosion des sols.
- des mesures d’ajustement qui aggravent les distorsions du marché au lieu de les
corriger. C’est le cas d’une hausse de prix visant à protéger une ressource, qui accroît l’exploitation frauduleuse de celle-ci.
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I2. Les mécanismes d’impact
Bien qu’il existe une grande variété de mécanismes selon la situation géographique, socioéconomique et politique des pays sous ajustement, quelques constantes se dégagent des travaux les plus récents (Reed, Panayotou, Banque Mondiale, DIAL, OCDE…), quant aux mécanismes d’impact des mesures d’ajustement interne et externe.
L’on peut ainsi distinguer deux types de mécanismes, selon que l’on a affaire a des externalités pécuniaires ou technologiques. Les premières résultent des effets distributifs induits par les
modifications des prix relatifs et des distorsions du marché, tandis que les secondes résultent
de mécanismes de transmission hors marché, technologiques et institutionnels notamment.
Il apparaît ainsi que les politiques de change, fiscales et monétaires, n’ont la plupart du temps
restauré les grands équilibres macroéconomiques qu’au prix de la marginalisation et de la
précarisation des groupes sociaux les plus vulnérables, lesquels ont à leur tour augmenté leur
pression sur les ressources et l’environnement. Elles ont par ailleurs diminué la capacité
d’intervention de l’Etat en vue de la régulation environnementale, avec pour corollaire le renforcement de la contrainte budgétaire et de la corruption, l’intensification de la pollution industrielle et l’exploitation anarchique des ressources (forestières et minières notamment) suscitées par la libéralisation des échanges.
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II. LA GESTION DES PAS A L’INTERFACE ECONOMIE / ENVIRONNEMENT :
L’INTERNALISATION DES COÛTS ENVIRONNEMENTAUX
II1. Les PAS et le développement durable
Comme on a pu le voir dans la première partie, l’approche des PAS demeure une approche de
soutenabilité faible, reposant sur l’hypothèse de substituabilité entre capital créé et capital
naturel. L’accumulation du capital est, dans une telle optique, une condition suffisante de renforcement de la capacité à gérer l’environnement. L’environnement n’est donc pas une contrainte pour la croissance économique.
L’internalisation des coûts environnementaux est, dans cette optique, discutable à trois niveaux :
- celui du principe général d’internalisation sous-jacent, le principe pollueur-payeur ,
- celui du mécanisme de compensation sous-jacent, les échanges dette / nature,
- celui enfin de la conditionnalité environnementale sous-jacente, les mécanismes de
développement propre
II11. Le principe pollueur-payeur
L’internalisation selon ce principe est partielle, et ne permet de réaliser qu’un optimum économique, et non un optimum environnemental (graphiques 1 et 2). Le PPP est défini par
l’égalisation du profit marginal du producteur et du coût marginal social de la pollution causée par son activité (Y* sur le graphique 1).
Graphique 1
C, P
Pm
CMS
O
-
Y
Y*
Y1
CMS désigne le coût marginal social de la pollution.
Pm désigne le profit marginal du producteur (ou la productivité marginale de la
pollution).
Y* désigne le niveau de production socialement optimal.
Y1 désigne le niveau de production correspondant à l’optimum économique
privé (pour lequel Pm = 0)
C et P désignent respectivement le coût et le profit.
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Il convient de distinguer cet optimum économique de l’optimum écologique, défini par la
capacité d’assimilation du milieu ou « charge critique » (AA’ sur le graphique 2). Le niveau de production compatible avec l’optimum environnemental est alors Y**. Le graphique
2 décrit alors deux cas de sous-optimalité:
1. Cas d’un écart entre optimum économique privé et optimum économique social. L’agent
économique poursuit (en toute rationalité) son activité polluante jusqu’au point Y1 où le
profit marginal s’annule (optimum économique privé), mais au-delà de l’optimum économique social Y*.
2. Cas d’un écart entre optimum économique et optimum écologique. En admettant même
que l’agent économique ajuste son activité au niveau Y*, ce point se situe au-delà du niveau de production compatible avec l’optimum écologique Y**.
Graphique 2
Pollution
P
A
E
A’
Y**
Y
O
C,P
CMS
Pm
O
Y**
Y*
*  désigne la capacité maximale d'assimilation du milieu.
* OP désigne la fonction de pollution, dépendant de la production Y.
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Y1
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L’on peut dire que la politique de contrôle des externalités selon le PPP vise à réduire l’écart
entre optimum économique social (Y*) et optimum économique privé (Y1). Il s’agit donc
d’une internalisation partielle qui laisse subsister une externalité résiduelle (écart entre
Y** et Y*). L’optimum économique social se réfère donc à une norme de pollution, ou à une
pollution optimale (point Y* sur le graphique 2), compatible avec la poursuite des activités
économiques.
II12. Les échanges dette - nature
Deux limites importantes peuvent être relevées ici. Les fonds constitués sont souvent absorbés
par le déficit budgétaire, ce qui aggrave la dégradation de l’environnement. De plus, même en
admettant que les fonds puissent être effectivement mobilisés pour la protection de
l’environnement, des phénomènes d’irréversibilité les rendent fréquemment inefficaces.
II13. Les mécanismes de développement propre
Les dispositions qui prévoient des obligations plus souples pour les pays du Sud dans la mise
en œuvre du Protocole de Kyoto, créent une disparité des normes environnementales et conduisent à la segmentation du marché du carbone. Ceci induit des comportements de « dumping » écologique au sud, qui entravent l’internalisation des coûts environnementaux.
II2. L’approche de soutenabilité forte : La problématique des marchés « verts »
Cette approche repose sur le principe de précaution, et sur l’hypothèse de complémentarité
entre capital créé et capital naturel. L’idée sous-jacente est qu’il faut préserver un minimum
critique de capital naturel. L’internalisation totale des coûts environnementaux est conditionnée, dans cette approche, par une évaluation exhaustive des coûts sociaux des dommages
causés à l’environnement, d’une part, des coûts sociaux de l’exploitation des ressources naturelles, d’autre part.
II21. La tarification optimale des ressources naturelles.
Il s’agit pour l’Etat de récupérer au maximum la rente générée par la ressource, sans réduire
les bénéfices sociaux (valeur sociale de la ressource) potentiels générés par la ressource. Le
prix optimal (de la ressource extraite) doit alors satisfaire la condition suivante:
Prix de la ressource extraite = coût marginal d’exploitation + coût externe marginal + coût marginal d’épuisement
Les coûts sociaux à internaliser sont alors le coût externe marginal (coût des externalités environnementales générées par l’exploitation de la ressource) et le coût marginal d’épuisement
de la ressource, si bien que l’on peut écrire (principe pollueur-payeur):
Prix de la ressource extraite (ou prix à la consommation) - coût marginal de production = Coûts environnementaux
le coût marginal d’épuisement de la ressource (équivalent au prix de la ressource non extraite)
se déduit de la règle de Hotelling, selon laquelle sur un marché concurrentiel, la valeur sociale
de la resssource “ in situ ” (non extraite) est maximisée lorsque son prix social implicite (réDéfaillances institutionnelles et externalités environnementales : Le cas des programmes d’ajustement structurel.
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sultant de l’opération d’optimisation) croît au taux d’escompte social, égal à l’équilibre au
taux d’intérêt (r) des titres des concessions. Soit:
Pt = P0 (1 + r)t
L’on en déduit la règle d’internalisation du coût marginal d’épuisement de la ressource, en
remarquant que Pt est aussi le coût d’option (ou d’arbitrage) entre l’exploitation et la conservation de la ressource. Un « prix » environnemental égal à Pt permet donc d’internaliser le
coût d’épuisement de la ressource et de récupérer la rente économique.
L’évaluation du coût marginal externe de l’exploitation et de l’utilisation des ressources naturelles est basée sur la notion de productivité marginale croisée, qui exprime
l’interdépendance entre l’émetteur de l’externalité (le “ pollueur ”) et la victime.
En présence d’externalités en effet, l’optimum est alors défini par l’égalisation des produits
marginaux sociaux, soit:
dX1 / dL1 - dX2 / dL1 = dX2 / dL2
X1 désigne le produit du secteur 1 “ pollueur ” (le secteur pétrolier par exemple), X2 le produit du secteur 2 victime de la pollution (le secteur dela pêche par exemple), L1 et L2 les facteurs de production (travail et ressource) dans les deux secteurs.
dX2 / dL1 désigne la productivité marginale croisée du secteur 2 par rapport au secteur 1,
c’est-à-dire la réduction de l’activité du secteur halieutique du fait de l’externalité émise par le
secteur pétrolier (marée noire par exemple).
Cette externalité doit être déduite de la productivité marginale privée du secteur 1 pour tenir
compte de l’interdépendance entre les secteurs pétrolier et halieutique.
En exprimant cette égalité en valeur, on a :
P1 . dX1/dL1 - P2 . dX2/dL1 = P2 . dX2/dL2
où P1 désigne le prix du produit du secteur 1 et P2 le prix du produit du secteur 2.
Ceci peut encore s’écrire, en divisant par dX1/dL1 et par P2 ,
P1 / P2 = (dX2/dL2 / dX1/dL1 ) + (dX2/dL1 / dX1/dL1 )
ou, en remplaçant (dX2/dL2 / dX1/dL1 ) par le rapport des coûts marginaux
CM1/CM2,
P1 = CM1 + P2. dX2/dX1
CM1 désigne le coût marginal de production du secteur 1, dX2 / dX1 le taux de substitution
entre le pétrole et le poisson.
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P2 . dX2 / dX1 représente le coût marginal externe. L’optimisation exige alors que ce coût soit
internalisé par un « prix » environnemental (qui peut être une taxe)
t = P2 . dX2 / dX1
II22. L’évaluation des dommages à l’environnement.
Deux grandes catégories de méthodes sont utilisées dans l’approche traditionnelle pour
l’évaluation des impacts environnementaux:
- les méthodes dites directes, reposant sur des réponses directes à des questions sur les consentements à payer ou à accepter. L’on peut ranger dans cette catégorie la méthode
d’évaluation contingente.
- les méthodes dites indirectes, dans lesquelles les choix des agents et les prix du marché servent de base à l’évaluation. L’on peut classer dans cette catégorie, la méthode des prix hédonistes et la méthode des fonctions de dommage.
La méthode des fonctions de dommage est la plus couramment utilisée, notamment dans les
pays en développement, en raison de sa commodité dans les cas où les individus ne sont pas
conscients des effets de la pollution, et ne peuvent donc pas donner de réponse fiable sur leur
consentement à payer. Elle repose en effet sur l’observation du comportement effectif des
marchés.
La méthode des fonctions de dommage utilise les données sur la relation dose-effet (ou doseréponse) entre les atteintes à l’environnement (“ effet ”) et la pollution (“ dose ”), pour estimer
lec coûts de la modification de la qualité de l’environnement. L’utilisation de cette méthode
nécessite la connaissance des relations physiques et écologiques entre la pollution et son impact, nécessaire à la spécification préalable des relations dose-effet. Sous sa forme la plus
simple, il s’agit formellement d’une relation de type
R = R (P, Z),
dans laquelle R désigne l’impact, P la pollution, et Z les autres facteurs (par exemple un palliatif à l’effet R). La démarche pour mesurer la valeur monétaire du dommage physique comporte alors deux étapes:
1) Le calcul de la variation de R par rapport à P, c’est-à-dire l’élasticité (R/R) / (P/P), ou
plus simplement R/P.
2) En multipliant cette quantité par le coût unitaire du dommage, noté V.(P/P), on obtient
V.(R/R), qui désigne le “ dommage évité ”.
Le “ dommage évité ” peut être un avantage ou un coût selon le sens de la variation de la qualité de l’environnement. L’idée ici est celle d’une symétrie entre avantages et coûts. Un avantage manqué est un coût, tandis qu’un coût évité est un avantage.
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Le problème revient donc en théorie, à identifier et à quantifier le dommage causé par la mesure d’ajustement. Dans la pratique toutefois, la démarche est beaucoup plus complexe, et
comporte trois principales étapes2 :
1) L’identification et la caractérisation des activités (production, transport, consommation) et
des processus qui constituent les sources de pollution réelles ou potentielles, et
l’estimation des émissions. Ceci implique l’identification de la technologie sous-jacente
technique de production et technique d’épuration) et la localisation de la chaîne d’activités
en amont.
2) La quantification des impacts physiques des émissions estimées. Cette étape implique :
- l’établissement de priorités dans la chaîne d’impacts à analyser,
- le bilan des conditions environnementales initiales,
- l’identification des modèles les plus appropriés de circulation atmosphérique, pour
l’estimation des changements dans la concentration et les dépôts des substances polluantes
dans le milieu ambiant,
- l’identification des types d’impacts écologiques, sanitaires et autres pouvant résulter de
ces changements, et donc les relations dose-réponse les plus plausibles d’après les
sciences de l’environnement,
- la conversion des estimations de ces changements en unités spatiales et temporelles utilisables dans les relations dose-réponse identifiées,
- l’utilisation des relations dose-réponse pour l’estimation des impacts.
3) La traduction des impacts physiques en coûts et bénéfices économiques. Ceci implique :
- l’inventaire des actifs physiques et humains qui servent de base à l’analyse des impacts,
- la spécification d’un modèle d’évaluation économique des dommages et des bénéfices
comportant une ou plusieurs fonctions de dommage, et établissant une distinction claire
entre les coûts et les bénéfices
CONCLUSION
LES COUTS PROHIBITIFS DE MISE EN CONFORMITE.
Le principal obstacle à l’internalisation des coûts environnementaux réside, il faut le reconnaître, non pas tant dans l’absence de volonté politique des institutions internationales, que
dans sa faisabilité économique même. Les coûts de mise en conformité avec les normes environnementales sont en effet très élevés, et excèdent les moyens de la plupart des pays sous
ajustement. Les différentes formules de prêts à l’ajustement structurel s’avèrent régulièrement
insuffisantes pour couvrir les seuls besoins d’ajustement macroéconomique. Un ajustement
« vert » semble ainsi devoir se payer par un ajustement à la baisse de l’accumulation et du
taux de croissance.
2
U.S. Departement of Energy and the Commission of the European Communities. External Costs and Benefits
of Fuel Cycles. In Oak Ridge National Laboratory and Resource for the Future. Estimating Externalities of
Biomass Fuel Cycles. Report N° 7. Oakridge, January 1998
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