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Approche régulationniste de la diversité des dispositifs institutionnels environnementaux des pays de l’OCDE

A regulationist approach to the diversity of countries’ environmental institutional devices in OECD countries
Enfoque regulacionista de la diversidad de dispositivos institucionales relativos al medio ambiente de los países de la OCDE
Luc Elie, Bertrand Zuindeau, Mathieu Bécue, Mamoudou Camara, Ali Douai et André Meunié

Résumés

Dans la lignée de travaux régulationnistes sur la diversité des capitalismes, cet article a pour objet d’analyser l’hypothèse d’une diversité des « dispositifs institutionnels environnementaux » (DIE) des pays de l’OCDE. En recourant à plusieurs méthodes d’analyse de données, il s’agit successivement de mettre en évidence les axes factoriels permettant de structurer cette diversité et de réaliser une typologie des diverses catégories de pays au regard de leurs DIE. Une comparaison est alors faite avec la typologie des catégories de capitalisme de Bruno Amable (2005). L’exercice comparatif n’apparaît probant que pour les économies de type libéral et celles qui relèvent du « capitalisme méditerranéen ». Une explication de ce lien paraît pouvoir être apportée par une analyse en termes de complémentarité institutionnelle entre les DIE et les formes institutionnelles (ou domaines institutionnels) constituant les formes de capitalisme.

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Texte intégral

Introduction

1Une multitude de recherches dans plusieurs sciences sociales portent sur les dimensions institutionnelles des relations homme/environnement. Pour Hotimsky et al. (2006), une véritable « science sociale environnementale » s’est constituée dans le sillage de la nouvelle vague institutionnaliste qui déferle depuis la fin du xxe siècle (cf. Hall et Taylor, 1996). Deux littératures dominent ce champ : celle sur les régimes institutionnels de ressources communes locales et globales (common-pool resources ; cf. Ostrom, 2005, 2011 ; Young et al., 2008 ; cf. également Varone et al., 2008) ; celle sur les types de rapports socio-économiques qui déterminent des degrés différenciés de vulnérabilité humaine face aux incertitudes et aux aléas environnementaux (cf. Leach et al., 1999).

  • 1 Paavola (2007, p. 94) définit la gouvernance environnementale comme « l’établissement, la réaffirma (...)
  • 2 Par exemple, dans une recherche datant de 1995, Olivier Godard et son équipe faisaient déjà ce type (...)
  • 3 Le caractère « uniformisant » de l’approche néoclassique de l’économie ne se limite pas à la questi (...)

2Les approches économiques de la gouvernance environnementale1 prennent essentiellement appui sur la première littérature. En la matière, le statut de l’approche néo-classique est assez paradoxal : d’une part, celle-ci est réputée dominante de par la prégnance, dans les discours, des instruments standards de politique environnementale (marchés de permis et taxes) dont elle a démontré, au sein de son cadre analytique, la supériorité face à la réglementation pour établir les conditions d’un optimum (Godard, 2006) ; d’autre part, le profil des politiques environnementales tend à ne pas converger vers cette norme théorique (Paavola, 2002), laissant en particulier une place considérable aux instruments de type réglementaire, tandis que les caractéristiques de ces politiques continuent de se différencier, dans une certaine mesure, d’un pays à l’autre2. Une autre façon de souligner la position assez paradoxale de l’économie conventionnelle de l’environnement et des ressources naturelles est de considérer que cette dernière, comme le souligne Paavola (2002, p. 92), ne propose pas explicitement de théorie du choix des politiques environnementales, laissant ainsi en quelque sorte le champ libre à d’autres approches (prenant plus ou moins de distance à son égard) lorsqu’il s’agit de caractériser et d’expliquer la variabilité des formes prises par les relations économie-environnement3 et par les politiques environnementales. De ce point de vue, la « jeune » économie écologique institutionnelle se présente comme une alternative sur les plans théoriques et des propositions politiques. Cette dernière mêle des tentatives de généralisation de l’approche néo-institutionnelle dans lignée d’Ostrom relevant de l’institutionnalisme sociologique (au sens où l’entend Théret, 2000). Nous verrons que ces approches présentent des limites sérieuses dès lors qu’il est question d’analyser l’émergence des conflits environnementaux, les logiques présidant à leur régulation, les formes diverses prises par ces régulations et les complémentarités de ces régulations avec d’autres institutions.

  • 4 Même si elle n’est pas a priori la seule à pouvoir être mobilisée pour ce type de problématique. Pa (...)

3En définitive, pour qui s’intéresse à la régulation effective des problèmes environnementaux, aux changements institutionnels dans ce domaine et aux formes variables des rapports économie/environnement, que la variabilité soit historique ou géographique, il est préférable de se tourner vers d’autres lectures théoriques, intégrant d’emblée comme points de départ épistémologiques l’existence d’une diversité à appréhender en tant que telle et l’ancrage de la gouvernance environnementale dans des dynamiques sociales. Assurément, la théorie de la régulation fait partie de celles-là4. La théorie de la régulation est déjà au cœur d’une littérature en plein essor en… géographie environnementale (cf. par exemple, Bridge, 2008 ; Bridge et Perreault, 2009). La gouvernance environnementale y est conçue comme « une régulation sociale de l’accumulation capitaliste » et la plupart des travaux s’intéressent en particulier au rôle d’institutions dites (maladroitement) « extra-économiques », comme « l’État, le marché et la société civile » (Bridge et Perreault, 2009, p. 482), dans la stabilisation de régimes d’accumulation particuliers, via la régulation des « contradictions écologiques dues à la marchandisation de la nature » (ibid.). Sans pouvoir aller ici beaucoup plus avant à propos de cette littérature, deux points sont à retenir dans la perspective de notre travail : d’abord, la plupart des travaux concernent des conflits/crises environnementaux locales/sectoriels ; ensuite, ces travaux sont centrés, tel un leitmotiv, sur l’analyse d’un mouvement de « néo-libéralisation de l’environnement » (privatisation, marchandisation, « dérégulation », « re-régulation », appliquées au monde biophysique) (Castree, 2008, 2010). Il en découle l’absence de toute perspective macro-comparative sur les dispositifs institutionnels d’environnement et, à travers la focalisation sur la « néo-libéralisation », une tonalité uniformisante contradictoire avec l’idée de complexité et de diversité institutionnelle.

4Au-delà et à vrai dire, après une longue période de désintérêt manifeste des régulationnistes pour les questions environnementales, bien diagnostiquée et analysée par Alain Lipietz (1995), les contributions ressortissant à ce corpus théorique, sur ce champ particulier, se sont multipliées (Gibbs, 1996 ; Becker, Raza, 2000 ; Zuindeau, 2001 ; Gendron, 2001 ; Rousseau, 2002 ; Rousseau, Zuindeau, 2007 ; Zuindeau, 2007, 2009 ; Douai, Vivien, 2009). Sans parvenir à une théorie régulationniste de l’environnement, les angles de lecture et les postures analytiques demeurant relativement hétérogènes selon les auteurs, ces travaux sont susceptibles d’accompagner l’hétérodoxie en économie de l’environnement que constitue « l’économie écologique » (cf. 1. et voir Douai, Vivien, 2009, sur ce point).

  • 5 Il est vrai, sans du tout s’inscrire dans le courant régulationniste, que des travaux de facture st (...)
  • 6 Le présent travail s’inscrit dans un programme de recherche européen ICaTSEM (financé dans le cadre (...)

5Cependant, outre l’absence d’une véritable unité théorique, les travaux régulationnistes sur l’environnement sont également limités lorsqu’il s’agit de conforter empiriquement un certain nombre d’hypothèses relatives à la diversité des liens économie/environnement. S’il existe bien quelques travaux régulationnistes, plutôt de facture qualitative et de caractère monographique, sur divers thèmes environnementaux spécifiques (biodiversité, avec Görg, Brand, 2000 ; exploitation forestière, avec McManus, 2002 ; ou rapport des entreprises à l’environnement, avec Gendron, 2001), en revanche nous manquons de traitements davantage statistiques et plus systématiques, sur une échelle spatiale plus large5. Le présent article souhaiterait emprunter cette voie particulière6.

6L’objet général de ce travail est de mettre en relief la diversité des formes de relations entre économie et environnement selon les économies nationales. En l’occurrence, nous ferons principalement référence aux pays de l’OCDE. De manière plus précise, nous essayerons de montrer que parallèlement – si ce n’est en corollaire – à la diversité des formes de capitalisme, il est possible de fonder une diversité des dispositifs institutionnels de l’environnement (DIE), catégorie qui sera explicitée plus loin. Cependant, de la même manière que la diversité des formes de capitalisme peut donner lieu à des regroupements en plusieurs classes (cf. Amable, 2005), nous tenterons de résumer la diversité des DIE en un certain nombre de catégories. Aussi, le recours à l’analyse de données marquera-t-il le corps principal de l’article.

7La dimension exploratoire du présent travail est à souligner ; des affinements ultérieurs seront nécessaires. En particulier, si l’article permet l’obtention de résultats empiriques, la partie explicative des liaisons ou des catégories mises en évidence demeure encore, pour l’essentiel, à l’état de chantier. La mise en évidence de régularités statistiques et de typologies faisant sens, elle constitue un premier apport qui, en soi, est digne d’intérêt.

8Le plan de l’article est le suivant. Dans une première section, nous positionnerons notre travail dans le paysage intellectuel récent sur le thème « institutions et environnement ». Dans une deuxième section, nous reprendrons en l’approfondissant la problématique de la diversité des DIE, dans le cadre plus général de la diversité du capitalisme. Dans une troisième section, nous testerons empiriquement – par analyses de données – l’hypothèse de variété des dispositifs institutionnels de l’environnement (DIE), en essayant d’en faire ressortir les caractéristiques principales, variables selon les pays, et en établissant une typologie des pays au regard de cette variabilité. Cette typologie sera ensuite rapprochée de typologies plus générales élaborées dans le cadre d’analyse régulationniste. Dans l’un et l’autre de ces traitements, l’accent sera mis sur les pays de l’OCDE.

1. De la nécessité d’une approche régulationniste en économie institutionnelle de l’environnement

9La littérature en économie institutionnelle de l’environnement est actuellement dominée par la problématique et l’approche d’Ostrom (2005, 2011). Comme le rappelle Harribey (2011), celles-ci se situent dans un cadre néoclassique rénové par le courant néo-institutionnaliste en insistant sur une rationalité élargie des acteurs. Son objet d’étude est la gestion des ressources communes dans une communauté de petite échelle. Afin de contrer l’analyse en termes de « tragédie des communs » de Hardin (1968) s’appuyant sur le problème des passagers clandestins, Ostrom (2011, p. 40) développe une théorie des « formes d’auto-organisation et d’auto-gouvernance de l’action collective » dans lesquelles « les appropriateurs adoptent des stratégies coordonnées » (ibid., p. 54), lui permettant de récuser à la fois le « tout-marché » et le « tout-État ». En se basant sur une hypothèse de connaissance parfaite des règles par les acteurs, Ostrom indique que l’optimum est toujours atteint par la délibération collective, autrement dit la forme de gouvernance adoptée par les acteurs est toujours la meilleure possible. Un des apports d’Ostrom est d’insister sur le fait que ce qui relève du « privé », du « public », du « collectif » ou du « commun » renvoie à des décisions politiques, puisque ce qu’elle désigne par « les communs » sont, non pas les ressources en elles-mêmes, mais les systèmes de règles ou d’institutions qui justement instituent les ressources en tant que « communs », et qui résultent, selon elle, de délibérations collectives permanentes. Un problème majeur de cette approche est « la croyance que les systèmes de règles sont le produit de délibérations entre des acteurs à égalité à l’intérieur d’une communauté » (Harribey, 2011, p. 106). Ainsi, les rapports sociaux sont quasi-absents pour comprendre comment émergent ces institutions, ce qui explique les nombreuses critiques qui rattachent l’œuvre d’Ostrom au « institutional crafting paradigm », au même titre que les approches de la gouvernance type Banque mondiale, négligeant « l’encastrement social de la gestion des ressources naturelles » (Cleaver, 2002). Couplée à la focalisation sur des petites communautés, cette caractéristique rend cette approche peu utile dès lors qu’il s’agit de comprendre comment se construisent les dispositifs institutionnels d’environnement (DIE) à des échelles plus grandes et leur articulation avec les dynamiques socio-économiques.

  • 7 En témoigne l’interprétation discutable de la persistance des protestations contre la directive eur (...)

10Les tentatives de généralisation de l’approche d’Ostrom au sein de l’économie écologique dite institutionnelle (Paavola, Adger, 2005) permettent tout juste quelques progrès dans cette perspective. En se référant à la typologie des institutionnalismes en économie proposée par Théret (2000) (sur la base de celle proposée par Hall et Taylor, 1996, en science politique), on peut qualifier ce mouvement hétérodoxe de forme d’institutionnalisme sociologique (alors qu’Ostrom peut être positionnée à la confluence avec l’institutionnalisme rationnel ; cf. Hotimsky et al., 2006 pour la déclinaison de ces catégories appliquée aux sciences sociales de l’environnement). J. Paavola et A. Vatn en sont les principaux contributeurs. Le premier (cf. notamment Paavola, 2004, 2007) propose une reconceptualisation de l’analyse de la gouvernance environnementale « applicable à toutes les ressources environnementales, des renouvelables et non-renouvelables à la biodiversité et aux puits de carbone, ainsi qu’à la sécurité environnementale et à la qualité de l’air et de l’eau » (Paavola, 2007, p. 94). Il s’agit de démontrer le rôle des considérations de justice sociale ou de légitimité des dispositifs institutionnels d’environnement pour en comprendre l’émergence et l’efficacité, « en injectant dans les recherches néo-institutionnalistes le pluralisme et l’incommensurabilité des valeurs » (ibid., p. 96). L’incommensurabilité des valeurs signifie qu’il « n’existe pas de métrique unique commune aux différents prémisses éthiques » qui orientent les préférences des acteurs dans le cadre des conflits environnementaux (Paavola, Adger, 2005, p. 359). Dès lors, pour Paavola, la résolution (nous dirions régulation ou stabilisation) des conflits implique que soit établie aux yeux des « perdants » la légitimité des dispositifs institutionnels, autrement dit que soient créées les conditions de leur adhésion morale à ceux-là. Douai et Montalban (2012) proposent une lecture critique, d’inspiration régulationniste, de cette approche insistant sur les points suivants : (i) dans le même cadre d’analyse, la gouvernance environnementale est posée comme étant à la fois une affaire de légitimité et de pouvoir relatif des acteurs d’imposer leurs intérêts, alors qu’il y là deux explications du changement institutionnel aux présupposés et aux implications théoriques et politiques bien différentes (cf. Amable, Palombarini, 2005 ; Lordon, 2007) ; (ii) il découle de cette approche un programme de recherche pour le moins discutable consistant à identifier et mettre en œuvre des processus de prise de décision qui soient tels que les groupes sociaux dominés par la décision acceptent leur statut, autrement dit à trouver les moyens de légitimer les plus puissants intérêts aux yeux de ceux défavorisés par la décision ; (iii) le prisme de la légitimité, amenant une focalisation sur la nécessité de la « participation » des acteurs aux processus de prise de décision, fait laisser de côté le rôle des stratégies des acteurs et des complémentarités/hiérarchies institutionnelles en rapport avec d’autres domaines institutionnels dans la construction des DIE7.

  • 8 “[T]he distinction between interests and values is critical to observe. An interest, in this contex (...)

11L’approche de Vatn est encore plus ambivalente quant aux rapports entre DIE et dynamiques socio-économiques. Ce dernier (cf. Vatn, 2005, 2009a, 2009b) indique mobiliser le « vieil institutionnalisme » dans le but de montrer la supériorité des institutions délibératives sur les institutions « market-oriented » dans la résolution des conflits environnementaux. Douai et Montalban (2012) insistent sur la dualité entre, selon ses propres mots, son « analyse descriptive » et son « approche normative » du changement institutionnel (cf. Vatn, 2005, p. 169-191 et Vatn, 2009a, p. 2212). Le cœur de la première sera contesté par peu d’auteurs régulationnistes et, plus largement, par peu d’auteurs se revendiquant de l’institutionnalisme historique : s’agissant des conflits d’intérêts, nous dit en effet Vatn, (i) les institutions ou règles formelles les « régulent [en] les normalisant, ou en les rendant invisibles » (Vatn, 2005, p. 184) ; (ii) elles impliquent nécessairement la reconnaissance et la protection de certains intérêts au détriment d’autres ; (iii) elles sont la cristallisation momentanée de rapports de force entre les parties ; (iv) les critères d’efficience ou de bien portés par elles reflètent les intérêts de ceux qui sont en position d’avantage sous leurs rapports ; (v) les concepts venus des sciences économiques (Vatn prend l’exemple des concepts de rentes, de salaire marginal, etc.) ne sont que des idéologies utilisées par les acteurs dans leur rapports de force pour obtenir des institutions qui leur soient favorables. Le problème est que les conflits environnementaux ne sont traités que sous l’angle normatif, qui se situe à l’opposé de cette analyse descriptive. Il n’y est plus question d’intérêts mais de valeurs, de pouvoir mais de légitimité, de vision du bien commun comme objectivation des intérêts dominants mais de possibilité de faire converger les acteurs autour d’une vision objective et commune du bien. La volonté de détacher l’analyse et la résolution du conflit environnemental des rapports sociaux existants est explicite et va jusqu’à préconiser que, dans le cadre des processus délibératifs, certains intérêts ou rôles sociaux soient exclus ou délégitimés au profit de nouveaux rôles institués pour l’occasion8.

12Dans ce cadre, il ne peut être question de comprendre la façon dont émergent effectivement les DIE ; de les considérer, comme le font Boisvert et Vivien (2012) à propos de la Convention sur la diversité biologique, comme des compromis politiques au sens d’Amable et Palombarini (2005, p. 154), à savoir « un accord obtenu par des concessions mutuelles faites par des parties qui ne considèrent pas nécessairement la solution comme juste, mais comme la meilleure solution qui leur est accessible compte tenu du rapport de force […] un véritable compromis [qui] n’annihile pas les conflits, [mais qui] les suspend. » Le postulat selon lequel « pour un objet donné, l’économie de cet objet n’est pas indépendante de rapports sociaux plus larges, prenant une forme particulière, dans un contexte historique donné », postulat constitutif de toute « socio-économie » (Boidin, Zuindeau, 2006, p. 7), étant bafoué, il ne peut être question non plus de concevoir ces DIE comme étant inscrits dans des dynamiques socio-économiques plus larges, pouvant en conditionner les formes, l’évolution et donc la diversité.

13De plus en plus de travaux d’inspiration régulationniste entendent développer une véritable socio-économie des conflits environnementaux (cf. par exemple, Douai, Montalban, 2012 ; Boisvert, Vivien, 2012 ; Chester, 2010 ; Brand, Görg, 2001 ; Bridge, 2000). Cet article s’inscrit dans leur sillage en s’appuyant sur la problématique des modèles de capitalisme pour souligner l’inscription des DIE – dans des domaines variés – dans des dynamiques sociales.

2. De la diversité des capitalismes à la diversité des dispositifs institutionnels de l’environnement

2. 1. De la diversité du capitalisme aux modèles du capitalisme

14La théorie de la régulation est une théorie de la diversité des formes socioéconomiques, diversité à la fois géographique et historique. Penser le monde économique dans sa diversité a plusieurs corollaires. Tout d’abord, il n’existe pas de lois économiques universelles qui s’appliqueraient invariablement dans l’espace et dans le temps. Si des régularités sont observables, leurs causes ne résident pas dans une matière économique qui serait déconnectée du reste des phénomènes sociaux. Des facteurs politiques, culturels, plus généralement sociaux, eux-mêmes changeants selon les territoires, influencent les variables économiques et leur confèrent ces régularités particulières. En deuxième lieu, la différenciation persistante des formes économiques interroge sévèrement l’hypothèse d’une convergence à terme de ces formes. Certes, il se peut que des régimes particuliers dominent pour un temps ; on constate aussi, dans le registre idéologique, la suprématie de modèles économiques supposés devoir s’imposer universellement (le fameux « consensus de Washington », par exemple). Cependant, entre ces schémas dominants et la réalité économique phénoménale subsistent des écarts significatifs qui ne sauraient être interprétés comme de simples anomalies ou comme des résistances en voie de résorption.

15Au-delà, un certain nombre de travaux, par exemple ceux de Bruno Amable, vont plus loin et tendent à montrer – et c’est un troisième aspect de la question – que l’enjeu n’est pas tant de constater l’existence d’une variété de discordances par rapport à un modèle optimal unique, mais de reconnaître la pluralité des modèles eux-mêmes. Ainsi, il se confirme qu’il n’y a pas de « one best way » du capitalisme, qu’il n’y a pas de modèle unique qui exercerait son effet d’attraction sur l’ensemble des réalités économiques. Mais, par ailleurs, il s’avère pertinent de classer les diverses formes économiques, notamment caractéristiques des « économies nationales » en quelques modèles, sinon concurrents, en tout cas coexistants. Autrement dit, la variété des formes du capitalisme ne se résout pas en un modèle unitaire, mais des ressemblances, des caractéristiques partagées, permettent de regrouper dans des « grandes familles » ces formes variables. Ces grandes familles ont leurs spécificités, sans doute leurs points forts et leurs points faibles suivant tel ou tel registre, mais disposent chacune de règles d’efficacité propres : il ne s’agit pas de constructions plus ou moins avancées au regard d’un modèle idéal.

16De là, les tentatives nombreuses chez les auteurs régulationnistes et apparentés de proposer des familles de capitalisme (pour une synthèse, voir par exemple Boyer, 2002, notamment le tableau synoptique des pages 134-135). À cet égard, l’une des contributions les plus intéressantes est celle de Bruno Amable dans son livre, édité en 2005, Les cinq capitalismes. Sur la base d’un travail statistique et analytique tout à fait significatif, et considérant plus particulièrement certains domaines institutionnels (marchés de produits, marchés du travail, finance, protection sociale, éducation), cet auteur propose cinq types de capitalisme :

17- le modèle libéral de marché (Australie, Canada, Royaume-Uni, États-Unis), notamment caractérisé par une forte concurrence sur le marché des produits, un marché du travail flexible, un système de financement plutôt par marché financier et un système de protection sociale par capitalisation ;

18- le modèle social-démocrate (Danemark, Finlande, Suède), similaire au précédent concernant le degré de concurrence et le marché du travail, mais avec un système de protection sociale très développé combiné à des politiques de l’emploi actives ;

19- le modèle européen continental (Suisse, Pays-Bas, Irlande, Belgique, Norvège, Allemagne, France, Autriche) possède un plus haut degré de protection de l’emploi et un plus faible degré de protection sociale que le modèle précédent. Le financement des entreprises s’opère plutôt par l’intermédiaire des banques ;

20- le modèle méditerranéen (Grèce, Italie, Portugal, Espagne) possède une plus faible protection sociale que le modèle précédent mais une forte protection de l’emploi permise par une faible concurrence sur le marché des produits et l’accès à un financement de long terme ;

21- le modèle asiatique (Japon, Corée) est le symétrique du modèle social-démocrate : il est centré sur la grosse firme japonaise et son partenariat avec de grandes banques, ce qui permet d’opérer des stratégies de long terme et, associé à une protection de l’emploi très importante, permet la sauvegarde des compétences spécifiques de la main-d’œuvre.

22Ces modèles sont réputés cohérents. En particulier, pour un modèle donné, le contenu de l’une de ses caractéristiques n’est pas indépendant du contenu d’une autre. Pour conceptualiser ce type de relations entre domaines, Amable mobilise la notion de « complémentarité institutionnelle » empruntée à Aoki (1994 ; 2001). Selon Amable (2005, p. 83), « [l]a complémentarité institutionnelle est présente quand l’existence ou la forme particulière prise par une institution dans un domaine renforce la présence, le fonctionnement ou l’efficacité d’une autre institution dans un autre domaine ». Par exemple, si l’on considère deux formes institutionnelles identifiées par la théorie de la régulation – le rapport salarial et la forme de l’État –, on peut dire que, dans le cas du fordisme, la norme salariale a pour corollaire un rôle significatif de l’État dans la définition et la diffusion des revenus indirects. Considérant un second exemple, dans un système économique de type libéral, la concurrence par les prix sera forte, l’État sera économiquement plus neutre, et s’agissant du régime salarial, la protection des travailleurs sera relativement limitée.

23L’hypothèse sous-jacente au présent article est que ces caractéristiques fortes mises en relief par une approche telle que la théorie de la régulation dans le champ de l’économie en général (diversité des formes économiques, regroupement suivant quelques modèles mais sans unification, complémentarité institutionnelle entre les différentes composantes d’un modèle donné) se retrouvent dans le domaine particulier des relations entre économie et environnement.

2. 2. Diversité-rapprochement des dispositifs institutionnels de l’environnement

24Nous voulons traiter ici des réalités phénoménales différenciées dans le domaine de l’environnement et plus particulièrement dans les formes de relations liant les activités économiques et l’environnement naturel. Certes, une part – probablement significative – de cette diversité provient d’une dotation inégale en ressources naturelles (par exemple, forte disponibilité en eau ou au contraire risque de stress hydrique) ou, plus généralement, de traits géographiques (latitude/longitude, type de sols, relief, etc.). Sans dénier l’intérêt de ce type de facteurs dans la spécification de profils environnementaux, ils ne nous semblent pas, pour autant, suffisants pour rendre compte exhaustivement de cette diversité.

25D’autres facteurs sont susceptibles d’être mobilisés pour aider à cette explication. Ces facteurs peuvent s’avérer tout à fait contingents (par exemple, le rôle d’un acteur particulier imprimant une orientation particulière) ou se rattacher à des déterminations beaucoup plus diffuses : densité de population et type d’habitat, prégnance de l’agriculture, caractère plus ou moins industrialiste du schéma de croissance économique, fonds culturel, notamment degré de préoccupation écologique, etc. Au gré des particularités de ces variables selon les territoires, le contenu des relations entre économie et environnement pourra être appréhendé en termes de diversité/rapprochement. Il est ainsi devenu banal de reconnaître une certaine prégnance des thèmes écologiques comme préoccupation sociétale dans les sociétés scandinaves, tout comme un passif environnemental très lourd dans les économies anciennement collectivistes d’Europe de l’Est.

  • 9 A priori, puisque nous partons de la théorie de la régulation, l’idée d’une « forme institutionnell (...)

26Parler de « relations entre économie et environnement » est trop vague. De surcroît, comme il s’agira ensuite de rapprocher nos résultats de constructions typologiques établies sur des domaines institutionnels (Amable, 2005), nous proposons d’avancer avec la catégorie analytique de « dispositif institutionnel de l’environnement »9 (DIE).

27Un DIE est un ensemble d’institutions dédiées à la régulation des problèmes environnementaux. Ce sont les quotas, normes, taxes, subventions, instruments de marché ayant comme objectif la régulation des conflits liés à l’accès (ce qui inclut la préservation) aux biens et services écosystémiques.

28Le DIE est intermédiaire entre un outil particulier mis en place dans le domaine de la gestion environnementale et l’ensemble unifié des politiques de l’environnement pour un pays déterminé. La notion pourrait, dans une certaine mesure, s’apparenter à celle de « politique de l’environnement » (au singulier), si ce n’est qu’elle place plutôt l’attention sur la base institutionnelle de cette politique, et non sur l’action proprement dite, ni a fortiori sur les résultats atteints. Compte tenu du caractère intermédiaire du DIE, il en résulte que les variables qui seront testées plus loin, ne représentent pas chacune un DIE, ni leur ensemble ne constitue un DIE unifié. Elles sont plutôt à considérer comme représentatives des DIE pour un pays donné.

29Comme il a été dit précédemment, nous pensons qu’il est utile de confronter les formes que prennent les DIE aux contextes institutionnels macroéconomiques dans lesquels s’insèrent ces dispositifs. En particulier, nous souhaiterions vérifier l’hypothèse selon laquelle des modèles de capitalisme fondés sur des logiques différentes apportent des réponses institutionnelles différentes quant aux problèmes de détériorations quantitatives et qualitatives des ressources naturelles et quant aux conflits autour de ces ressources.

  • 10 En termes de faculté de celle-ci à amener les agents à générer un niveau de pression environnementa (...)
  • 11 Esty et Porter (2000) entendent par-là la « qualité » des infrastructures administratives, scientif (...)

30Ce questionnement est légitime pour deux raisons. D’une part, les institutions d’un pays ont des déterminants politiques communs (en termes de rapports de forces et de système politique). Dès lors, il apparaît possible de retrouver la même diversité dans la façon dont se régulent les problèmes environnementaux que dans la manière de résoudre d’autres problèmes socioéconomiques, comme par exemple la contradiction capital-travail. D’autre part, depuis quelques années, un certain nombre d’économistes reconnaissent explicitement que l’efficacité d’une politique environnementale10 ne dépend pas seulement de celle-ci au sens strict. Pour étudier la performance d’une politique environnementale, il est en effet nécessaire d’étudier, par exemple, le contexte économique et légal dans lequel s’inscrit cette régulation11 (Esty, Porter, 2000 ; Esty et al., 2005) ou la façon dont est conçu le système de droits de propriété sur lequel se superposent les politiques publiques. Pour notre part, nous avançons que le contenu des DIE et la manière dont vont s’articuler ces derniers avec les autres institutions à la base d’un modèle de capitalisme : 1) seront significativement liés au contenu des autres institutions ; 2) produiront des performances environnementales, et même socio-économiques, particulières.

31Ces deux aspects amènent à considérer, à nouveau, l’hypothèse de « complémentarité institutionnelle » à la Aoki-Amable, mais en intégrant cette fois, le domaine environnemental dans le champ des complémentarités possibles. En premier lieu, la manière dont les économies abordent leur environnement naturel ne serait pas sans rapport avec la manière dont elles traitent leurs questions monétaires, le type de revenu, l’insertion dans l’économie internationale, etc. : on pourrait appeler « complémentarité substantielle » cet effet particulier d’un ensemble institutionnel sur les autres, étant donné qu’il joue sur le contenu même des diverses institutions. En second lieu, la manière plus ou moins satisfaisante dont les institutions se positionnent complémentairement va produire une performance spécifique : on parlera alors de « complémentarité fonctionnelle ». Il est évidemment prématuré de proposer ici une thèse générale sur ces formes de complémentarités – substantielles et fonctionnelles – entre DIE et dispositifs institutionnels des autres domaines. Cependant, deux illustrations permettront de préciser notre propos et de montrer les promesses de l’exercice. On verra aussi que ces illustrations peuvent d’ores et déjà inspirer le choix de certaines variables pour notre analyse empirique.

32Premier exemple : la forme de l’État, l’une des cinq formes institutionnelles selon les régulationnistes, influence incontestablement le contenu et le mode de constitution des DIE. Ainsi, durant la période fordiste d’après-guerre, le renforcement de l’État-Providence et son rôle général sur l’économie (contribution à la formation et à la stabilisation d’une norme de consommation, via l’extension des formes de salaires indirects, pilotage macroéconomique d’ensemble, etc.) induiront une marque particulière au domaine de l’environnement (Zuindeau, 2009). D’une part, l’État va agir de manière significative sur l’organisation de l’approvisionnement énergétique (exemple en France de la mise en place de la politique électronucléaire). D’autre part, l’État mais aussi les collectivités locales vont s’employer à traiter les problèmes de pollutions dans les domaines de l’eau et des déchets. Après une longue période, témoignant d’une faiblesse insigne du droit de l’environnement, et en tout cas de sa subordination manifeste aux préoccupations d’ordre économique (Lascoumes, 1994), les pouvoirs publics vont consentir, après la seconde guerre mondiale, à un effort significatif en termes de mise en place des réseaux d’adduction d’eau et de collecte des eaux usées, ainsi que de collecte et de traitement des déchets.

33Le second exemple a trait aux modes d’insertion de l’économie à l’international. Une économie qui s’ouvre progressivement sur l’économie mondiale aura pour préoccupation, ou de limiter la sévérité de ses normes nationales, et donc en particulier environnementales, pour éviter une érosion de sa compétitivité, ou de rechercher une coopération avec d’autres pays pour promouvoir des normes partagées au plan international. Pour illustrer le premier terme de l’alternative, on fera notamment référence aux hésitations et même volte-face dans le domaine de la lutte contre le changement climatique, laquelle, à tort ou à raison, est suspectée de porter préjudice à la compétitivité des entreprises. En revanche, pour rendre compte de la diffusion internationale de normes environnementales, on citera l’exemple des référentiels de certification de type ISO14000 dont la progression, au niveau mondial, est assez spectaculaire. Il est clair que la portée, d’emblée mondiale, de ces dispositifs favorise indéniablement les échanges de biens entre pays.

34D’autres illustrations pourraient être données ; en définitive, chaque forme institutionnelle recensée par la théorie de la régulation pourrait être testée en termes de complémentarité institutionnelle avec les DIE. La section suivante reprend la réflexion qui vient d’être amorcée, en l’approfondissant sous forme d’hypothèses à tester par analyse de données. Par ailleurs, elle recourt plus particulièrement à une approche en termes de domaines institutionnels, cette dernière notion étant plus spécifique à l’analyse de la diversité des capitalismes par Bruno Amable.

3. Dispositifs institutionnels de l’environnement dans les pays de l’OCDE : essai de typologie

3. 1. Données et éléments de méthode

3. 1. 1. Complémentarités et critères de différenciation des pays

35L’analyse de données statique porte sur 21 pays et sur 31 variables institutionnelles visant à qualifier les pratiques de gestion de l’environnement et par extension les DIE. Les variables utilisées ont été choisies de manière à tester empiriquement certaines typologies théoriques évoquées dans la littérature (Zuindeau, 2007, 2009 ; Lipietz, 1997), tout en y ajoutant certaines hypothèses.

36S’il existe des correspondances entre la façon dont les problèmes environnementaux et les autres problèmes socio-économiques sont régulés, celles-ci opèrent par le biais de complémentarités. Dans ce but, nous posons un certain nombre d’hypothèses sur les complémentarités potentielles entre nos DIE et d’autres domaines institutionnels présents dans l’analyse d’Amable : le type de compétition sur le marché des produits (H1) et le type de protection sociale (H2).

H1 : La nature de la concurrence (coûts vs hors coûts) implique une différenciation des niveaux de contrainte de la réglementation environnementale, de décentralisation des DIE et de coordination internationale des pays en matière d’environnement.

  • 12 Dans le capitalisme « réel » post-fordiste, il est clair qu’il y a coexistence de ces deux logiques (...)

37Zuindeau (2007, 2009) formule une hypothèse sur la façon dont deux logiques postfordistes antagoniques vont marquer leur différence en termes de DIE. S’opposeraient une logique dite « néolibérale » axée sur les coûts et une logique favorisant les formes de compétitivité hors-coûts (qualité, flexibilité, réactivité à la demande, etc.)12.

  • 13 Par opposition au secteur de l’économie verte.
  • 14 Comme les marchés de droits à polluer et les systèmes de quotas transférables, réputés plus souples (...)

38La compétitivité coûts serait notamment assurée par la baisse des coûts salariaux, mais elle est également susceptible de se traduire par un certain rapport à l’environnement, donnant lieu à une utilisation de DIE supposés moins contraignants et coûteux pour les entreprises des secteurs « conventionnels13 » : faible niveau de contrainte de la réglementation environnementale, voire non prise en compte de certaines externalités, recours aux mécanismes marchands de gestion de l’environnement14. Nous pouvons également faire l’hypothèse que cette logique requiert un niveau de « flexibilité » de la règlementation plus élevé pour les entreprises – autrement dit, l’existence d’un nombre important de moyens mis à disposition des agents pour réaliser les objectifs des DIE, toujours en vue de satisfaire à l’objectif de minimisation des coûts pour les entreprises.

  • 15 Étant entendu que la relation inverse est susceptible de jouer, à savoir que la prédominance de tel (...)

39La deuxième logique, favorisant les formes de compétitivité hors coûts, verrait la prise en compte de l’environnement comme moyen de différenciation par la qualité. Ce modèle aurait une plus grande capacité à intégrer de hauts niveaux de normes environnementales et favoriserait une certaine décentralisation de la gestion des problèmes environnementaux. En effet, si la concurrence est à dominante hors coûts, ou si le degré de concurrence sur le marché des produits est faible, l’innovation environnementale peut être un moyen pour les entreprises de se différencier et de répondre à une niche de marché verte (Oltra, Saint Jean, 2008). Dans ce cas, des instruments de type « éco-labellisation » (permettant de garantir la qualité d’un procédé ou d’un produit) ou « subvention » (permettant de soutenir financièrement l’utilisation de procédés ou produits respectueux de l’environnement) ont des chances d’être utilisés de manière plus importante par les entreprises15. On comprend bien ici que les entreprises auront un rôle relativement important dans la prise en charge des problèmes environnementaux. Ainsi, le degré de décentralisation des DIE devrait dépendre du type de compétition sur le marché des produits.

40À ce stade, les dimensions que nous retenons comme critères de différenciation des DIE concernent les niveaux de contraintes et de flexibilité de la règlementation, de recours à des instruments marchands, de décentralisation de la gestion de l’environnement (à des collectivités locales ou aux entreprises privées). Une dernière dimension ayant trait à l’hypothèse H1 peut également être considérée : le niveau de coordination internationale en matière d’environnement.

  • 16 Amable (2005, p. 161) note à ce propos que le niveau de protectionnisme est relativement faible et (...)

41En effet, un haut niveau des règlementations environnementales, malgré les possibilités de win-win (Porter, van der Linde, 1995), est une source possible d’affaiblissement de la compétitivité relative des économies nationales. À défaut de pouvoir jouer sur le niveau de protectionnisme16, cela pourrait se traduire par la recherche, de la part du modèle socio-économique concerné, d’une coordination internationale en matière d’environnement. Les pays ayant les normes environnementales les plus strictes seraient ainsi plus prompts à signer des accords internationaux concernant la protection de l’environnement et ce, d’autant plus que le pays est soumis à la concurrence extérieure (pays sociaux-démocrates, par exemple).

42Reprenant une étude de Benhaim et al. (1991), Lipietz (1997) observe déjà un lien entre types de post-fordisme (qu’il définit alors par la forme du rapport salarial) et positionnement diplomatique vis-à-vis de la lutte contre l’effet de serre. Les pays considérés relèvent d’un modèle de type néo-tayloriste (flexibilité externe de la relation salariale associée à un contrôle direct hiérarchique du salarié) ou d’un modèle d’implication négociée (rigidité externe du contrat de travail associé à une implication négociée des salariés). Il apparaît que les seconds ont un positionnement plus favorable au protocole de Kyoto que les premiers. Lipietz (1997, p. 34 et 35) explique ainsi que « les pays qui fondent leur supériorité sur un usage intensif de la ressource humaine ont les moyens d’abaisser leur intensité énergétique jusqu’à un niveau écologiquement soutenable, et peuvent considérer toute nouvelle réglementation comme un handicap opposé à leurs concurrents néo-tayloriens […] ». L’auteur, cependant, n’est pas très explicite quant au mécanisme précis liant règlementation environnementale et type de relation salariale. On peut imaginer qu’un modèle d’implication négociée favorise le développement de compétences spécifiques de la main-d’œuvre à même d’alimenter la dimension hors coûts du type de concurrence sur le marché des produits et ainsi de favoriser l’innovation environnementale. Nous serions donc en présence d’une complémentarité mobilisant l’effet du marché du travail sur le marché des produits, puis l’effet du marché des produits sur les DIE.

43Il nous semble au final important de relier, dans notre étude, le type de rapport salarial, la nature de la concurrence et les DIE, pris dans leur dimension de niveau de la contrainte de la règlementation environnementale et de propension de certains modèles à être favorables à des DIE internationaux (cernés par la participation à des projets internationaux, la signature de conventions internationales, etc.).

H2 : Les modèles socio-économiques, notamment par l’intermédiaire du domaine institutionnel de la protection sociale, ont un impact sur le niveau des inégalités économiques intra-nationales. Ce niveau d’inégalités n’est pas neutre sur le contenu des DIE.

44Nous pouvons supposer que les différents modèles de capitalisme sont associés à des niveaux particuliers d’inégalités économiques (Rueda, Pontusson, 2000). En effet, le niveau de la protection sociale et dans une certaine mesure, le type de rapport salarial (notamment en ce qui concerne le degré de centralisation de la négociation salariale) vont, de toute évidence, avoir une implication sur le niveau des inégalités. Ce niveau d’inégalités va ensuite jouer sur les rapports de force concernant les DIE.

45Dans l’ensemble, Amable confirme la typologie d’Esping-Andersen (1990) sur les types d’États providence. Selon lui, il en existerait trois : le régime social-démocrate des pays scandinaves, le modèle libéral anglo-saxon et le système mésocorporatiste conservateur des pays européens continentaux. Le modèle social-démocrate promeut l’égalité sociale et est marqué par un haut niveau de dépenses sociales en proportion du PIB, une démarchandisation et une défamilialisation. Le modèle libéral n’a pas d’objectif de redistribution, le montant des prestations est faible et encourage la protection par le marché. Dans le modèle conservateur, la protection sociale est plutôt intra- qu’inter-groupes sociaux, le niveau de redistribution est donc moindre que dans le modèle social-démocrate. Amable se réfère à Ebbinghaus (1998, cité par Amable, 2005) qui suggère l’existence d’un modèle « latin » (Espagne, Portugal, Italie et la France dans une moindre mesure), marqué par l’utilisation d’institutions traditionnelles de protection sociale, telles que la famille et l’Église, et un plus faible niveau de prestations sociales. Les formes de protection sociale jouent ainsi sur les niveaux d’inégalités lesquels, pour ce qui nous concerne plus spécialement ici, vont influencer les DIE.

46Le lien entre inégalités et DIE, qui donne lieu à une littérature qui commence à être abondante (Torras, Boyce, 1998 ; Magnani, 2000 ; Laurent, 2009 ; Vona, Patriarca, 2010 ; Clément, Meunié, 2010), demeure cependant relativement ambigu. Magnani (2000) montre empiriquement une corrélation négative entre inégalités de revenus et dépenses publiques de protection de l’environnement. Nous pourrions y apporter deux types d’explication. Une plus grande égalité de revenu permet 1) d’allouer au plus grand nombre les ressources nécessaires pour se conformer à de plus grandes exigences environnementales, notamment en favorisant la diffusion des technologies environnementales (Vona, Patriarca, 2010) et 2) d’atteindre un plus haut niveau de solidarisme et de coopération civique, ce qui peut jouer en faveur du poids politique des mouvements écologistes (Owen et Videras, 2006). Au final, on comprend bien qu’il est possible que le type de protection sociale soit structurant en termes de DIE, en particulier sur le degré de socialisation de la prise en charge des problèmes environnementaux. Les dimensions comme le niveau des taxes et des dépenses environnementales, la surface de zones protégées, ainsi que le niveau de la contrainte réglementaire pourront alors être pris en compte.

3. 1. 2. Choix des variables

  • 17 À cet égard, une différence importante est à mentionner avec un travail antérieur traitant lui auss (...)

47Cherchant à rendre compte de la variabilité des DIE selon les pays de l’OCDE, nous tentons de voir si les termes des clivages ainsi proposés sont statistiquement perceptibles. Plus largement, nous essayons de voir quelles lignes de césure permettent de structurer la diversité des DIE17. Pour ce faire, nous avons été amenés à choisir l’ensemble des variables susceptibles de rendre compte au mieux des dimensions évoquées plus haut, au nombre de 7 : le recours au marché, le niveau des taxes et des dépenses publiques, le poids des contraintes réglementaires, le degré et le type de décentralisation, l’insertion internationale, la surface de zones protégées et enfin le niveau de flexibilité.

  • 18 Il est important de mentionner qu’une grande partie des données issues du travail d’Esty et Porter (...)

48Le tableau 1 récapitule l’ensemble des variables utilisées pour caractériser chaque dimension (ou variable synthétique) précédemment citée, ainsi que leurs sources. Ces données proviennent au final de trois principales sources : le Global Competitiviness report du World economic forum (Esty et Porter 2000)18, l’Environmental sustainability Index (Esty et al., 2005), et l’OCDE (2004, 2007a et 2007b). Pour permettre la comparaison avec la typologie de Bruno Amable (2005) (cf. infra), l’étude a porté sur le sous-ensemble de pays de l’OCDE analysé par cet auteur.

  • 19 En effet, l’essentiel des données relatives à « l’environnement » au sein des appareils statistique (...)

49Notons que le choix des variables a été largement contraint à la fois par l’existence d’indicateurs de cette nature19 mais aussi par la nécessaire disponibilité des données pour l’ensemble des pays retenus dans le cadre de cette analyse. Si les variables sont globalement nombreuses et satisfaisantes afin de qualifier le niveau des taxes/dépenses publiques, le degré de décentralisation et d’insertion internationale, il n’en est pas de même concernant les autres domaines (marché, poids des contraintes réglementaires, flexibilité), pour lesquels les variables synthétiques constituent à ce stade de notre analyse davantage des proxies de ces dimensions. En effet, le niveau d’utilisation de permis échangeables est simplement mesuré par le nombre de systèmes nationaux et régionaux mis en place (sans prendre en compte l’étendue ou le volume de quotas émis, par exemple), cette mesure permet ainsi simplement d’avoir une idée de la propension d’un pays à utiliser ce type d’instrument pour un nombre de problèmes environnementaux plus ou moins important mais en aucun cas elle ne permet de juger de la sévérité du dispositif. Quant aux variables de flexibilité et de contrainte règlementaire, leur limite vient du fait qu’elles mesurent des niveaux ressentis, ce qui leur confère une certaine subjectivité.

Tableau 1 : Sources et variables utilisées, classées par dimensions (*)

Variables

Sources

Variables synthétiques

Recours aux systèmes de permis échangeables (nombre de systèmes nationaux mis en place)

OCDE, 1999

Marché

Recours aux systèmes de permis échangeables (nombre de systèmes régionaux mis en place)

Dépenses de lutte contre la pollution (en % du PIB)

OCDE, 2007b

Taxes et dépenses publiques

Dépenses publiques de luttes contre pollution de l’air (en USD par hab)

Dépenses publiques de gestion des déchets (en USD par hab)

Dépenses publiques de gestion des eaux usées (en USD par hab)

Budgets publics de R&D en matière de protection de l’environnement (en % des crédits budgétaires publics totaux de R&D)

OCDE, 2007a

Recettes des taxes environnementales ( % du PIB)

Recettes des taxes environnementales ( % du total des recettes fiscales)

Ratio du prix de l’essence sur la moyenne mondiale

Esty et al., 2005

Degrés d’application de la réglementation

Esty, Porter, 2000

Contrainte règlementaire

Degrés de contrainte des réglementations environnementales

Degrés de contrainte des réglementations environnementales dans le domaine de l’air

Degrés de contrainte des réglementations environnementales dans le domaine des déchets toxiques

Degrés de contrainte des réglementations environnementales dans le domaine de l’eau

Degrés de contrainte des réglementations environnementales dans le domaine des OGM

Degrés de contrainte des réglementations environnementales dans le domaine des déchets chimiques

Degrés de précocité de la réglementation vis-à-vis des autres pays

Degrés de transparence des réglementations environnementales

Nombres d’initiatives d’Agendas 21 locaux par millions d’habitants

Esty et al., 2005

Degré et type de décentralisation

Notation moyenne, par Innovest, en termes d’EcoValue, des firmes ayant leur siège dans le pays considéré

Niveau d’innovation environnementale du secteur privé

Nombre d’organisations membres de l’IUCN par million d’habitants

Nombre de compagnies certifiées iso 14001 par milliard de dollar de PIB (PPP)

ISO, 2005

Effet de la mise en conformité à la règlementation sur la compétitivité

Esty, Porter, 2000

Contribution au financement international ou bilatéral de projets environnementaux et d’aide au développement

Esty et al., 2005

Insertion internationale

Participation aux traités internationaux environnementaux

Degrés de transposition des traités internationaux

Esty, Porter, 2000

Principales zones protégées ( % de la superficie totale)

OCDE, 2004

Zones protégées

Pourcentage de la superficie totale du pays sous statut protégé

Esty et al., 2005

Degrés de flexibilité des règlementations environnementales

Esty, Porter, 2000

Flexibilité

(*) L’ensemble des données relatives aux variables présentées est disponible par pays de l’analyse en annexe (tableau A).

3. 1. 3. Méthode

  • 20 Pour discrétiser la variable « flexibilité », seule dans sa catégorie, les pays ont été classés en (...)

50Afin de mener l’exercice d’identification des traits structurant les divers DIE, nous articulons notre analyse en trois temps. Les variables sont initialement synthétisées en 7 variables qualitatives, correspondant à nos dimensions, par le biais d’analyses en composantes principales (ACP) suivies de classifications en nuées dynamiques (CND)20. Cette procédure permet en particulier d’éliminer les biais provenant d’une sur-orientation des axes et des typologies par les dimensions représentées par de nombreuses variables, au détriment des dimensions recelant peu de variables. Dans un deuxième temps, une analyse des correspondances multiples (ACM) portant sur ces variables synthétiques est réalisée, les classes résultantes des CND devenant les modalités de ces variables synthétiques. Ces modalités caractérisent l’intensité d’une dimension donnée (faible/intermédiaire/forte ou faible/forte selon les dimensions). Enfin, une classification ascendante hiérarchique (CAH) classant les pays au regard des variables synthétiques est pratiquée : elle aboutit à notre typologie finale des DIE.

3. 2. Résultats de l’analyse des correspondances multiples

51Notre analyse des correspondances multiples a pour fonction d’identifier et mettre en évidence les liens existants entre nos différents DIE. Les relations que peuvent entretenir les différents pays de l’analyse avec ces caractéristiques relèvent d’une classification ascendante hiérarchique que nous réalisons dans un second temps et que nous présentons dans la section 3. 3.

52Nous axons en l’espèce l’essentiel de notre analyse sur le premier plan factoriel qui concentre en effet près de 60 % de la variance expliquée (près de 75 % si l’on considère les trois premiers axes). Le tableau 2 résume les résultats de l’ACM et le graphique 1 présente la projection des variables synthétiques sur le premier plan factoriel.

53Dans ce cadre, le premier axe (33,8 % de la variance expliquée) met plus particulièrement en exergue l’intensité générale des DIE. Il est possible d’identifier au travers de ce premier axe des relations étroites entre un fort niveau de contrainte ressentie de la règlementation environnementale (Contrainte 3), l’importance des taxes et des dépenses publiques en matière d’environnement (Taxes/dépenses 3), des niveaux de surfaces protégées significatives (Zone 3), une forte insertion internationale (international 3), et un niveau élevé de décentralisation en termes de gestion de l’environnement (Décentralisation 3). On note ainsi que les pays ayant de forts niveaux de contraintes de la réglementation environnementale ont également des niveaux élevés pour quatre autres dimensions des DIE, ce que laissaient déjà préfigurer nos complémentarités théoriques, décrites dans la section 3.1.1, et qui tendent à associer ces cinq dimensions.

54Le deuxième axe (25,2 % de la variance expliquée) apparaît comme complémentaire du premier en permettant non plus de caractériser l’intensité des DIE mais leur forme. En effet, ce deuxième axe permet d’opposer des pays privilégiant des instruments de quotas transférables (marché 3) aux taxes et dépenses publiques (taxes/dépenses 1), ainsi qu’une forte flexibilité de la règlementation (flexibilité 3) à des pays de faible niveau de décentralisation et de flexibilité (décentralisation et flexibilité 1). Sur le côté positif de l’axe sont donc situés des pays utilisant des DIE réputés moins contraignants et coûteux pour les entreprises des secteurs conventionnels.

55Si l’on s’attarde enfin sur le troisième axe factoriel, il est possible de mettre en lumière les économies en fonction de leur insertion internationale. Les pays corrélés au côté positif de l’axe sont ainsi marqués par une faible participation à la coordination internationale en matière d’environnement.

Tableau 2 : Contributions des modalités dans la définition des axes issus de l’analyse des correspondances multiples

Axes dont la valeur propre est > 9 % de la variance expliquée Contributions des modalités correctement représentées sur l’axe
+ -

Axe 1
(33,8 % de la variance expliquée)

Intensité générale des DIE
Contrainte 3 (14,8 %)
Taxes/dépenses 3 (13,8 %)
Décentralisation 3 (11,6 %)
International 3 (11,6 %)
Zones 3 (10,8 %)
Contrainte 1 (6,4 %)
International 2 (7 %)

Axe 2
(25,2 % de la variance expliquée)

Intensité de l’utilisation de dispositifs souples
Marché 3 (17,6 %)
Taxes/dépenses 1 (15,1 %)
Contrainte 2 (14,9 %)
Décentralisation 2 (5,2 %)
Flexibilité 3 (5,6 %)
Contrainte 1 (13 %)
Décentralisation 1 (11,4 %)
Flexibilité 1 (9,1 %)

Axe 3
(15,9 % de la variance expliquée)

Niveau d’insertion internationale
International 1 (25,2 %)
Taxes/dépenses 3 (5,2 %)
Taxes/dépenses 1 (5 %)
Décentralisation 2 (7,5 %)
Zones 3 (9,7 %)
Flexibilité 1 (9,8 %)
Décentralisation 3 (9 %)
Taxes/dépenses 2 (6,2 %)
International 3 (5,4 %)
Flexibilité 3 (6 %)

Nota : L’intensité de la variable dépend du chiffre devant celle-ci : 1 signifie faible ; 2 intensité intermédiaire ; 3 forte intensité.

Graphique 1 : Projection des variables synthétiques sur le premier plan factoriel (cliquez sur « Original » sous le graphique pour le visualiser)

Graphique 1 : Projection des variables synthétiques sur le premier plan factoriel (cliquez sur « Original » sous le graphique pour le visualiser)

3. 3. Les résultats de la classification ascendante hiérarchique

56Les résultats de la classification ascendante hiérarchique sur notre échantillon de départ permettent de mettre en exergue quatre grandes classes au sein desquelles les pays se voient être regroupés compte tenu de leurs caractéristiques similaires/proches et/ou du fait de leur éloignement vis-à-vis d’autres groupes de pays (voir graphique 2). Nous observons globalement la cohérence de ces classes à travers l’existence d’un pourcentage plus élevé ou plus faible des modalités dans la classe que celui par ailleurs observé à l’échelle de l’ensemble de l’échantillon (voir tableau 3).

57Dans cette configuration, deux classes (groupes de pays) apparaissent, desquelles se dégagent deux modèles clairs et opposés de gestion de l’environnement.

58La première (classe 4) se caractérise par une place significative accordée à une gestion interventionniste et socialisée en matière d’environnement : des contraintes réglementaires perçues comme significatives, des niveaux de taxes et dépenses publiques élevés, une forte participation à la coordination internationale et une surface importante de zones protégées. Nous reconnaissons les modalités associées à la partie positive de l’axe 1. Nous y retrouvons principalement des pays d’Europe centrale dont on reconnaît notamment leur position historique dans la reconnaissance des enjeux environnementaux, avec en tête l’Allemagne, les Pays Bas, le Danemark et l’Autriche.

59S’y oppose la classe 2, dans laquelle s’inscrivent les pays d’Europe du Sud. Cette classe se caractérise par une faible socialisation des problèmes environnementaux, un faible nombre d’initiatives décentralisées et un faible recours à des instruments de marchés. Le niveau des taxes et des dépenses environnementales y est cependant intermédiaire, c’est-à-dire supérieur à celui de la classe suivante (le modèle libéral).

60Nous retrouvons dans la classe 1 un modèle dont les caractéristiques conduisent à y voir une logique « libérale » de gestion de l’environnement. Dans ce groupe, le niveau des dépenses, des taxes environnementales (Taxes/dépenses 1) et des contraintes réglementaires ressenties (Contrainte 2) est plus faible que dans le modèle d’Europe du Centre, mais d’autres formes de dispositifs y sont privilégiés : les systèmes de permis échangeables (Marché 3) et, de manière générale, des dispositifs plus flexibles (flexibilité 3). Ce modèle est en fait décrit par les modalités corrélées positivement à l’axe 2. Ce groupe est majoritairement constitué de pays anglo-saxons : Grande-Bretagne, Canada, Australie et États-Unis. Nous y retrouvons également la France et la Belgique, appartenance a priori plus surprenante. Dans le cas belge, ceci peut s’expliquer notamment par une forte propension à utiliser des systèmes de permis échangeables (notamment pour une des deux régions belges). Le cas français est en réalité un cas limite entre les modèles méditerranéen et anglo-saxon et présente un niveau intermédiaire dans la plupart des dimensions.

61Enfin, le dernier groupe de pays (classe 3) rassemble majoritairement les pays d’Europe du Nord et le Japon. Cette classe se distingue très clairement des autres au travers de trois caractéristiques : son insertion dans les initiatives internationales de gestion des problématiques environnementales, le poids pris par les initiatives décentralisées et son niveau de flexibilité de la règlementation. Cette classe semble relever d’un modèle intermédiaire entre les classes 1 et 4, même si elle se rapproche plus clairement du modèle interventionniste que libéral. En effet, seule la faiblesse de son niveau de dépenses/taxes et de surface de ses zones protégées la distingue du modèle d’Europe du Centre, mais elle atteint un niveau de flexibilité de la règlementation similaire à celui du modèle libéral.

Graphique 2 : Classification ascendante hiérarchique / projection sur le premier plan factoriel (cliquez sur « Original » sous le graphique pour le visualiser)

Graphique 2 : Classification ascendante hiérarchique / projection sur le premier plan factoriel (cliquez sur « Original » sous le graphique pour le visualiser)

Tableau 3 : Caractéristiques des classes issues de la classification ascendante hiérarchique

Classe

Pays

Caractéristiques spécifiques

-

 % modalité classe

 % modalité échantillon

+

1 - Modèle libéral

BEL, GNR, CAN, AUS, FRA, USA







Contrainte 3
International 3
Marché 1

100,0 %
66,7 %
100,0 %
50,0 %
66,7 %

0,0 %
0,0 %
33,3 %

38,1 %
19,1 %
52,4 %
14,3 %
33,3 %

33,3 %
38,1 %
81,0 %

Contrainte 2
Marché 3
Décentralisation 2
Taxes/dépenses 1
International 2

2 - Faible intensité des DIE

GRC, ITA, PRT, ESP, KOR, IRL






Contrainte 2
International 3
Flexibilité 3

100,0 %
66,7 %
83,3 %
100,0 %

0,0 %
0,0 %
16,7 %

28,6 %
19,1 %
38,1 %
61,9 %

38,1 %
38,1 %
61,9 %

Contrainte 1
Décentralisation 1
Flexibilité 1
Taxes/dépenses 2

3 - Modèle mixte libéral/socialisé

FIN, SWE, NOR, JPN




Flexibilité

100,0%
75,0%

0,0%

38,1%
28,6%

38,1%

International 3
Décentralisation 3

4 –Forte socialisation des problèmes environnementaux

CHE, DNK, NLD, DEU, AUT






Contrainte 2
Taxes/dépenses 2
Zones 1

100,0 %
100,0 %
100,0 %
80,0 %

0,0 %
0,0 %
0,0 %

23,8 %
28,6 %
33,3 %
38,1 %

38,1 %
61,9 %
71,4 %

Taxes/dépenses 3
Zones 3
Contrainte 3
International 3

3. 4. Rapprochement avec la typologie des « cinq capitalismes »

62Notre objectif est de savoir si l’on retrouve la même diversité dans la façon dont se régulent les problèmes environnementaux que dans la manière de résoudre d’autres problèmes socioéconomiques. Dans cette perspective, nous avons estimé opportun de rapprocher notre typologie des DIE de celle élaborée par Bruno Amable (2005) (voir section 2. 1.), puis de tenter d’expliquer les correspondances entre les deux typologies en mobilisant les complémentarités évoquées à la section 3. 1. 1.

3. 4. 1. Comparaison des modèles de DIE avec la typologie des « cinq capitalismes »

63L’exercice de comparaison permet de mettre en évidence deux classes communes : le modèle libéral de marché et le modèle méditerranéen, qui se retrouvent respectivement dans nos classes 1 et 2. S’agissant du modèle libéral de marché, on peut d’ores et déjà avancer l’hypothèse d’un certain isomorphisme institutionnel, autrement dit une préférence des acteurs de ces pays pour des instruments de marché, y compris en ce qui concerne la gestion des problèmes environnementaux.

64Les autres modèles sont plutôt difficilement classables en fonction de leurs DIE.

65Le capitalisme social-démocrate se retrouve partiellement dans nos résultats : Finlande et Suède relèvent de notre classe 3, c’est-à-dire la forme de DIE à mi-chemin entre le modèle de gestion libéral et le modèle interventionniste, ce qui est cohérent avec les résultats d’Amable, lequel conçoit le système social-démocrate comme mobilisant des éléments du modèle libéral et du modèle continental. Le Danemark, pour sa part, se retrouve dans la classe 4, avec des pays plus interventionnistes, mais garde néanmoins un caractère fortement décentralisé et un haut niveau de flexibilité de la réglementation. Il combine, en quelque sorte, les éléments du modèle social-démocrate et d’Europe du Centre (c’est également le cas de la Suisse).

66Le modèle européen continental se retrouve éclaté dans chacune des autres classes. C’est le cas de la Belgique, la Norvège, l’Irlande et la France, cette dernière présentant des niveaux intermédiaires dans la plupart des domaines, ne se démarquant ni par son caractère particulièrement décentralisé, ni interventionniste, ni libéral. Néanmoins, une large part du modèle européen se retrouve dans la classe 4, qui regroupe des pays d’Europe du Centre.

67Le modèle asiatique est lui aussi éclaté puisque le Japon, qui est un cas limite, se retrouve avec les pays nordiques (classe 3), et la Corée avec les pays méditerranéens (classe 2).

68Dans l’ensemble, la typologie des DIE reflète ainsi partiellement la typologie générale des systèmes socio-économiques : en effet, des régularités apparaissent pour trois modèles sur cinq (libéral, méditerranéen et, dans une moindre mesure, social-démocrate).

69Une remarque doit ici être faite sur le caractère supposé homogénéisateur de l’Union européenne : dans le domaine de l’environnement notamment, on penserait volontiers que les États européens soient fortement influencés par les règlements et directives communautaires, sans adaptation ou stratégie particulière nationales. En réalité, les divers pays-membres se retrouvent dispersés dans les différents groupes, laissant supposer que la variété des capitalismes constituerait un facteur aussi structurant que l’Union européenne. Cet aspect semble en cohérence avec les résultats d’autres analyses, ayant trait à des régulations plus spécifiques : la politique des agendas 21 locaux, par exemple (Mancebo, 2009), mais permet de nuancer les résultats d’autres travaux, notamment ceux du projet ENVIPOLCON (2006), qui mettent en avant une convergence des politiques environnementales des pays européens sur 40 ans.

3. 4. 2. Les complémentarités institutionnelles comme facteur explicatif de la diversité des DIE ?

70On note une certaine corrélation entre, d’une part, la forme de la concurrence et, d’autre part, le niveau de décentralisation de la gestion de l’environnement, le niveau de contrainte de la règlementation et le niveau d’insertion dans la coordination environnementale internationale (hypothèse H1). Des conditions de forte concurrence hors coûts (pays nordiques) paraissent ainsi aller de pair avec des modes de DIE décentralisés. Il en est de même, à des niveaux un peu moins élevés cependant, en ce qui concerne les pays d’Europe du centre, également marqués par un contexte de concurrence par la qualité et de décentralisation de la gestion de l’environnement. En revanche, ce dernier modèle se caractérise par un niveau un peu plus important de contrainte règlementaire que le modèle nordique. À l’inverse, des contextes de forte concurrence par les prix, plutôt caractéristiques des pays méditerranéens et libéraux de marché, impliquent des DIE faiblement décentralisés et une contrainte règlementaire relativement faible.

71Deuxièmement, l’hypothèse de Lipietz, à savoir le lien entre insertion dans les politiques internationales d’environnement et type de relation salariale, semble se vérifier. En particulier, les pays d’Europe du Centre, présentant des relations salariales rigides et à négociation salariale coordonnée, se démarquent de l’ensemble par un haut niveau d’insertion internationale. Dans une certaine mesure, il est possible de faire le même constat en ce qui concerne les pays sociaux-démocrates, actifs en termes de coopération internationale en matière d’environnement et fortement centralisés sur le plan des négociations salariales (même si leur degré de rigidité de l’emploi est intermédiaire chez Amable). S’agissant des modèles méditerranéen et libéral, le symétrique de la relation paraît se vérifier : faible insertion dans les politiques internationales d’environnement et forte flexibilité de l’emploi (modèle libéral de marché) ou dualisme du marché du travail (modèle méditerranéen).

72Enfin, nous avions mentionné le lien possible entre protection sociale et DIE (hypothèse H2). Globalement, nous constatons que les quatre logiques d’État-providence décrites à la section 3. 1. 1. correspondent à nos différents types de DIE : le modèle méditerranéen cumule de faibles intensités de réglementation environnementale et d’État-providence ; le modèle libéral associe faible niveau de protection sociale et faible DIE, à l’exception de segments de ces deux domaines gérés par le marché ; le modèle social-démocrate allie un DIE plutôt contraignant avec un haut niveau de protection sociale universaliste ; le modèle d’Europe du centre serait marqué par un fort niveau d’intervention de l’État et une socialisation de la gestion des problèmes environnementaux couplé avec un État-providence de type bismarckien. Ainsi, notre hypothèse H2 n’est pas infirmée dans la mesure où les modèles avec la plus forte protection sociale (bismarckien et social-démocrate) sont aussi les modèles avec le plus haut niveau de protection de l’environnement, et les modèles avec le plus faible niveau de protection sociale (latin et libéral) sont aussi les modèles avec la plus faible protection de l’environnement. Il nous faut pourtant nuancer ce constat puisque le modèle le plus égalitariste (social-démocrate) est caractérisé par une contrainte règlementaire et un niveau de taxation et de dépenses publiques en retrait par rapport au modèle bismarckien d’Europe du Centre.

Conclusion

73En définitive, le champ de recherche induit par la variété des relations entre économie et environnement – et en particulier ce que nous avons appelé les DIE – est immense. Jusqu’alors, il nous semble que, dans une très large mesure, les corpus théoriques investissant le champ de l’environnement (ou de l’écologie) n’ont pas cherché à répondre à l’enjeu d’une analyse de cette diversité et de son évolution ; en particulier, la théorie dominante qu’est la théorie néoclassique reste, pour sa part, limitée à l’identification des conditions optimales de gestion des ressources naturelles et de traitement des externalités environnementales, ainsi que des moyens permettant d’y parvenir. Ce premier travail, présenté ici, a souhaité aller au-delà de l’évidence de cette diversité et de l’intuition que cette diversité pouvait aussi se ramener à des grandes catégories, à des modèles réunissant des formes de plusieurs économies. Par plusieurs études statistiques, nous avons cherché à valider la pertinence des rapprochements opérés. Nous pensons avoir montré aussi que les modèles généraux de capitalisme faisaient sens, pour une large part, dans le domaine de l’environnement. D’une part, les typologies environnementales présentent des caractéristiques communes avec les typologies économiques générales, d’autre part, il est possible d’expliquer certains contenus de DIE en mobilisant le rôle des complémentarités institutionnelles. Évidemment, le débat n’est pas clos ; au contraire, le chantier heuristique, dans ses dimensions qualitative et explicative, ne fait que s’ouvrir.

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Document annexe

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Notes

1 Paavola (2007, p. 94) définit la gouvernance environnementale comme « l’établissement, la réaffirmation ou le changement d’institutions afin de résoudre des conflits portant sur des ressources environnementales ».

2 Par exemple, dans une recherche datant de 1995, Olivier Godard et son équipe faisaient déjà ce type de constat liminaire pour le domaine des déchets ménagers en Europe (Godard [dir.], 1995). Voir aussi plus récemment les travaux d’Emelianoff (2003) sur les Agendas 21 locaux en Europe ou ceux de Mancebo (2009). Au plan européen, on citera aussi le programme ENVIPOLCON (2006) piloté par l’université de Constance (e. g. Knill, 2005 ; Busch et Jörgens, 2005).

3 Le caractère « uniformisant » de l’approche néoclassique de l’économie ne se limite pas à la question des politiques. La question du lien entre croissance économique et environnement donne lieu également à un traitement sous-tendu par une hypothèse d’homogénéité du capitalisme. En particulier, depuis le début des années 1990, des analyses en termes de « courbe de Kuznets environnementale » (Grossman, Krueger, 1991 ; Shafik et Bandyopadhyay, 1992 ; Dinda, 2004 ; Stern, 2004) partent de la supposition selon laquelle l’impact négatif sur l’environnement s’accroît avec la croissance économique, puis au-delà d’un plafond, se met à décliner, assurant ainsi une amélioration de la situation. Le schéma de pensée fait songer à la vieille idée de Rostow (1960), lequel tente de fonder l’existence d’un schéma de croissance économique muni de plusieurs étapes successives, identiques pour toutes les économies. Pourtant, les profils de croissance économiques et leurs liens avec les pressions sur l’environnement révèlent une importante variabilité. D’ailleurs, les résultats empiriques relatifs aux courbes de Kuznets environnementales, de l’aveu même des auteurs standards, sont plutôt décevants (Stern et al., 1996 ; Harbaugh et al., 2002 ; Stern, 2004).

4 Même si elle n’est pas a priori la seule à pouvoir être mobilisée pour ce type de problématique. Par exemple, l’approche en termes de « variétés du capitalisme » mériterait aussi d’être considérée (Hall, Soskice, 2001). 

5 Il est vrai, sans du tout s’inscrire dans le courant régulationniste, que des travaux de facture statistique, comme ceux de Esty et Porter, sont susceptibles d’alimenter une réflexion en la matière (voir, par exemple, Esty, Porter, 2000 ; Esty et al., 2005).

6 Le présent travail s’inscrit dans un programme de recherche européen ICaTSEM (financé dans le cadre du 7e PCRD), portant sur l’analyse des trajectoires des modèles de développement socioéconomique (démarrage au 1er janvier 2009) http://icatsem.u-bordeaux4.fr/

7 En témoigne l’interprétation discutable de la persistance des protestations contre la directive européenne dite « Natura 2000 » sur les zones protégées au milieu des années 1990, et « l’inefficacité » de sa révision, à la fin des années 1990 (qui a en effet conduit à une liste plus restreinte de zones protégées). Pour Paavola (2004), la persistance du conflit serait liée au manque de légitimité de la directive dû à un processus de prise de décision marqué par la non-participation des acteurs affectés. La révision inefficace serait, quant à elle, le fruit du manque de confiance des acteurs dans ce même processus de prise de décision, notamment de la part des agriculteurs français, toujours du fait de leur non-participation initiale, alors même qu’ils ont pu participer aux discussions lors de la révision. La focalisation sur la légitimité et la vision idéalisée des processus participatifs empêchent l’auteur, d’une part, de voir dans la persistance du conflit l’incapacité du dispositif à démobiliser certains intérêts négativement impactés par lui et qui se sont considérés assez forts pour le contester et le modifier (notamment en travaillant auprès des autorités nationales) et, d’autre part, de voir dans les appels répétés à la participation de la part de ces derniers une partie de leur stratégie d’influence pour atteindre leur objectif.

8 “[T]he distinction between interests and values is critical to observe. An interest, in this context, is understood as reflecting the position of a person or group in a societal structure. An interest is hence defined by the fact that something is favorable or unfavorable to those holding this specific position. Values on the other hand cover views about what is a good life and a good society more generally. […] Certainly any value articulating institution must be developed under the observation that people and issues are already embedded in a series of institutional contexts […]. What th[is] institution can do is to institute specific roles for people to take on, implying that one delegitimizes other roles and types of expressions. In the case of deliberation, citizens’ representation can be fostered by selecting against stakeholder representation and asking people to operate as citizens.” (Vatn, 2009a, p. 2212).

9 A priori, puisque nous partons de la théorie de la régulation, l’idée d’une « forme institutionnelle » de l’environnement a un certain pouvoir de séduction. De fait, plusieurs auteurs ont tenté de montrer que l’environnement – ou plutôt le « rapport économique à l’environnement » ou la « contrainte écologique » – est de nature à constituer une nouvelle « forme institutionnelle » pour la théorie de la régulation, conférant alors à l’environnement un rôle déterminant vis-à-vis du mode de développement (à savoir, chez les régulationnistes la combinaison du régime d’accumulation et du mode de régulation) lui-même (Becker, Raza, 2000 ; Rousseau, 2002). Sans dénier l’intérêt de ce type de démarches, ni le caractère convaincant de certains résultats obtenus, ce n’est pas la voie choisie ici. Pour dire les choses autrement, nous n’avons pas besoin de chercher à justifier le statut éventuel de nouvelle « forme institutionnelle » du rapport à l’environnement pour établir une typologie de la diversité des relations économie/environnement selon les économies.

10 En termes de faculté de celle-ci à amener les agents à générer un niveau de pression environnementale socialement acceptable, qui soit conforme à ses objectifs.

11 Esty et Porter (2000) entendent par-là la « qualité » des infrastructures administratives, scientifiques et techniques.

12 Dans le capitalisme « réel » post-fordiste, il est clair qu’il y a coexistence de ces deux logiques. Cependant, il s’opère une certaine division spatiale, la logique « coûts » étant plutôt présente sur certains territoires, et inversement s’agissant de la logique « hors coûts » (plutôt au Nord, en l’occurrence), avec une certaine complémentarité au niveau global. Dès lors, il y a lieu de relativiser les éventuels bons résultats environnementaux permis par la compétitivité « hors coûts », pour peu qu’on considère le capitalisme dans sa globalité.

13 Par opposition au secteur de l’économie verte.

14 Comme les marchés de droits à polluer et les systèmes de quotas transférables, réputés plus souples qu’une norme fixe car permettant en principe de réduire les émissions/prélèvements les moins coûteux en priorité.

15 Étant entendu que la relation inverse est susceptible de jouer, à savoir que la prédominance de tels outils va contribuer à conforter la forme de concurrence ayant influencé le choix de ces derniers.

16 Amable (2005, p. 161) note à ce propos que le niveau de protectionnisme est relativement faible et homogène dans les pays de l’OCDE.

17 À cet égard, une différence importante est à mentionner avec un travail antérieur traitant lui aussi de la variabilité dans le domaine de l’environnement et ce, également parmi les pays de l’OCDE (Lardé, Zuindeau, 2010). En l’occurrence, ce travail précédent n’opère pas de distinction nette entre des variables proprement institutionnelles et des variables rendant compte des impacts environnementaux. C’est donc plutôt une présentation de la diversité de ce que l’on pourrait appeler des « profils environnementaux généraux ». Dans l’optique d’identifier des DIE, pour mieux permettre un rapprochement avec les typologies générales existantes, le présent travail se limite, au contraire, aux seules variables institutionnelles. Toutefois, par rapport à l’article de Lardé et Zuindeau (2010), le nombre de variables considérées a considérablement augmenté : 31 contre 11.

18 Il est important de mentionner qu’une grande partie des données issues du travail d’Esty et Porter (2000) sont le fruit d’un questionnaire mis en œuvre dans le cadre du Global Competitiveness Report du World Economic Forum, et mesurent des degrés de contrainte environnementale estimés par 4000 chefs d’entreprises, d’organisations gouvernementales et non gouvernementales à travers différents pays. Il nous semble également important de préciser que le degré de décentralisation regroupe des indicateurs permettant de connaître l’implication des entreprises, des collectivités territoriales (par le biais des agendas 21 locaux) et des ONG (associations membre de l’IUCN).

19 En effet, l’essentiel des données relatives à « l’environnement » au sein des appareils statistiques nationaux et internationaux (OCDE, Banque mondiale…) servent prioritairement à quantifier les principaux facteurs explicatifs de la dégradation de l’environnement et non la gestion de celui-ci.

20 Pour discrétiser la variable « flexibilité », seule dans sa catégorie, les pays ont été classés en fonction de leur valeur par rapport à la moyenne des valeurs des pays : les pays ayant une valeur plus faible que la moyenne sont rangés dans la modalité « flexibilité 1 », les autres dans la classe « flexibilité 3 ».

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Table des illustrations

Titre Graphique 1 : Projection des variables synthétiques sur le premier plan factoriel (cliquez sur « Original » sous le graphique pour le visualiser)
URL http://regulation.revues.org/docannexe/image/9951/img-1.png
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Titre Graphique 2 : Classification ascendante hiérarchique / projection sur le premier plan factoriel (cliquez sur « Original » sous le graphique pour le visualiser)
URL http://regulation.revues.org/docannexe/image/9951/img-2.png
Fichier image/png, 117k
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Pour citer cet article

Référence électronique

Luc Elie, Bertrand Zuindeau, Mathieu Bécue, Mamoudou Camara, Ali Douai et André Meunié, « Approche régulationniste de la diversité des dispositifs institutionnels environnementaux des pays de l’OCDE », Revue de la régulation [En ligne], 12 | 2e semestre / Autumn 2012, mis en ligne le 19 décembre 2012, consulté le 28 avril 2017. URL : http://regulation.revues.org/9951

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Auteurs

Luc Elie

Doctorant au GRETHA, Bordeaux 4, luc.elie@hotmail.fr

Bertrand Zuindeau

Maître de conférences, CLERSE, Lille 1, bertrand.zuindeau@univ-lille1.fr

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Mathieu Bécue

Ingénieur d’études, GRETHA, Bordeaux 4, mathieu.becue@u-bordeaux4.fr

Mamoudou Camara

Doctorant au CLERSE, Lille 1, moud1camara@yahoo.fr

Ali Douai

Maître de conférences, GREDEG, UMR 7321 CNRS et Université de Nice

André Meunié

Maître de conférences, GRETHA, Bordeaux 4, andre.meunie@u-bordeaux4.fr

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