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Economie & prévision

2005/2 (no 168)



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Les auteurs remercient, outre les deux rapporteur anonymes de cet article, Emmanuel Caicedo, Matthieu Glachant, Christine Lagarenne, Sébastien Roux, Marc Willinger ainsi que des participants à la conférence 2003 de l’EAERE et à celles des 20èmes “Journées de Microéconomie Appliquée” pour leurs commentaires.
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Depuis la fin des années soixante-dix, la France s’est engagée dans le cadre de divers protocoles à respecter des plafonds d’émission pour différents polluants atmosphériques. Le respect de ces engagements a entraîné, pour les rejets d’origine industrielle, un durcissement de la réglementation, qui constitue historiquement l’outil privilégié des pouvoirs publics en matière de protection environnementale, et l’introduction d’une taxe en 1985. En ce qui concerne la réglementation, un arrêté du 2 février 1998, dit arrêt intégré, fixe les prescriptions minimales (généralement en termes de concentrations limites ou de masses limites par unité produite) que doivent reprendre les arrêtés d’autorisation pour un grand nombre d’activités industrielles. Ces prescriptions minimales présentent néanmoins l’inconvénient majeur de s’appliquer uniformément à tous les agents, sans tenir compte du fait que ceux-ci ne font pas nécessairement face aux mêmes coûts de réduction de la pollution (ou d’“abattement”). Il serait plus efficace de demander un effort supplémentaire aux agents dont les coûts d’abattement sont faibles et un effort moindre aux agents pour qui ils sont plus élevés. Il n’est donc pas étonnant qu’en général, les économistes préfèrent à la réglementation la taxation, puisque cette dernière permet précisément de minimiser le coût total d’abattement, à objectif environnemental donné. Une taxe impose, en effet, à tout agent d’arbitrer entre le coût attaché à la diminution de la pollution d’une unité et le coût lié au paiement de la taxe pour cette même unité. Elle le pousse, ce faisant, à mettre en œuvre les mesures de réduction de la pollution dont le coût marginal est inférieur au taux de la taxe. Les efforts d’abattement sont, par conséquent, dirigés là où ils sont les moins coûteux.

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La Taxe Parafiscale sur la Pollution Atmosphérique (TPPA), qui est intégrée depuis 1999 à la Taxe Générale sur les Activités Polluantes (TGAP) sous le nom de TGAP Air, a été créée en 1985. On peut néanmoins s’interroger a priori sur l’efficacité de cette taxe, qui semble davantage avoir été introduite pour procurer des recettes (destinées à soutenir le développement d’équipements antipollution ainsi que d’actions dans le domaine de la surveillance de la qualité de l’air) que dans un but incitatif. Cette étude vise à estimer une fonction de coût d’abattement pour les entreprises industrielles françaises pour trois polluants : dioxyde de soufre, oxydes d’azote et acide chlorhydrique. Si le coût marginal estimé est supérieur au taux de la taxe, alors on peut en déduire que celle-ci n’est pas véritablement incitative et que la réglementation constitue probablement le facteur limitant.

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Les évaluations disponibles sont encore aujourd’hui essentiellement issues de travaux technico-économiques fondés sur le coût des techniques de dépollution existantes. Leur pertinence a néanmoins été mise en doute, en particulier suite à l’introduction du marché de permis d’émissions de dioxyde de soufre aux États-Unis. Les expertises techniques situaient le coût marginal d’abattement à environ 600 dollars par tonne avant le début des échanges de permis en 1994 alors que le prix correspondant a varié depuis entre 70 dollars et 212 dollars. À notre connaissance, les seules estimations reposant sur des modélisations économiques portent toutes sur l’industrie de l’électricité américaine, dans laquelle s’applique ce marché de permis. Trois de ces études adoptent une approche non paramétrique reposant sur le concept de distance à la frontière d’efficacité tandis qu’une autre est fondée sur l’estimation d’un système de demande augmenté de la fonction de coût et d’une équation déterminant le niveau de la pollution. Une seule étude fournit des estimations pour l’ensemble de l’industrie, à partir d’un échantillon d’établissements américains observés entre 1979 et 1985. Les auteurs utilisent pour cela des données sur les montants investis en équipements de bout de chaîne, qu’ils régressent sur les réductions d’émissions induites telles que déclarées par les établissements.

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La présente étude partage avec ce dernier article le fait de porter sur l’ensemble de l’industrie et de mobiliser des données sur les investissements visant à réduire la pollution. Il s’en distingue par le fait que nous considérons non seulement les matériels de bout de chaîne mais aussi l’adoption de procédés plus “ propres ”. Ainsi, nous cherchons à prendre en compte l’ensemble des moyens de réduction des émissions utilisés par les entreprises. En outre, les données sur les émissions sont issues non pas d’enquêtes mais de fichiers administratifs, servant à la détermination des taxes dues par les établissements. Notre approche se heurte néanmoins à des problèmes d’endogénéité, que nous traitons par la méthode des moments généralisés, en considérant comme exogènes les degrés de sévérité des différentes régions dans la fixation des prescriptions environnementales.

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Les estimations sont menées sur un panel non cylindré de 428 entreprises françaises observées entre 1992 et 1999. Elles conduisent à un coût marginal d’abattement en dioxyde de soufre de 730 euros/t avec un intervalle de confiance à 95% compris entre 140 euros/t et 1320 euros/t, cohérent avec les expertises techniques existantes. Il apparaît en revanche supérieur à celui auquel font face les entreprises aux États-Unis, si l’on se réfère au prix auquel s’y échangent les permis d’émission. D’un point de vue de politique économique, le résultat principal est que ce coût excède, de manière statistiquement significative et quantitativement forte, le taux de taxe actuellement en vigueur en France (27 euros/t en 1999). Ceci suggère que les niveaux d’émission de ce polluant sont davantage déterminés par la réglementation que par la taxation.

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On peut alors s’interroger sur la perte de surplus économique qui découle de cette prééminence de la réglementation, instrument non efficace en général, comme nous l’avons souligné précédemment. Nos estimations ne sont cependant pas assez précises pour quantifier cette inefficacité. Les coûts marginaux associés aux deux autres polluants étudiés, quant à eux, sont estimés avec une forte imprécision et ne diffèrent pas significativement de zéro. Ces limites ne pourront être dépassées à l’avenir que grâce à la disponibilité croissante de statistiques environnementales de qualité.

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Depuis la fin des années soixante-dix, la France s’est engagée dans le cadre de divers protocoles à respecter des plafonds d’émission pour différents polluants atmosphériques [1]  Les principaux engagements de la France ont porté sur... [1] . L a politique de régulation de la pollution atmosphérique d’origine industrielle s’appuie aujourd’hui à la fois sur la réglementation et sur la taxation [2]  La Taxe Parafiscale sur la Pollution Atmosphérique... [2] . L’impact de cette politique dépend de la fonction de coût d’abattement des entreprises, dont l’estimation constitue l’objet de ce travail.

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Les évaluations disponibles sont encore aujourd’hui essentiellement issues de travaux d’ingénieurs fondés sur l’étude des techniques de dépollution existantes. Leur pertinence a néanmoins été mise en doute, en particulier suite à l’introduction du marché de permis d’émissions de dioxyde de soufre aux États-Unis [3]  Les expertises techniques situaient le coût marginal... [3] . À notre connaissance, les seules estimations reposant sur des modélisations économiques portent toutes sur l’industrie de l’électricité américaine, dans laquelle s’applique ce marché de permis. Coggins et Swinton (1996) et Swinton (1998,2002) fournissent ainsi des estimations des coûts d’abattement en dioxyde de soufre dans ce secteur. C’est également le cas de Carlson et alii (2000), mais avec une méthodologie sensiblement différente [4]  Les trois études précitées adoptent une approche non... [4] . Seuls Hartman et alii (1997) fournissent des estimations pour l’ensemble de l’industrie, à partir d’un échantillon d’établissements américains observés entre 1979 et 1985. Ils utilisent pour cela des données sur les montants investis en équipements de bout de chaîne, qu’ils régressent sur les réductions d’émissions induites telles qu’elles sont déclarées par les établissements.

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La présente étude partage avec ce dernier article le fait de porter sur l’ensemble de l’industrie et de mobiliser des données sur les investissements visant à réduire la pollution. Il s’en distingue par le fait que nous considérons non seulement les matériels de bout de chaîne mais aussi l’adoption de procédés plus “ propres ”. Ainsi, nous cherchons à prendre en compte l’ensemble des moyens de réduction des émissions utilisés par les entreprises. En outre, les données sur les émissions sont issues non pas d’enquêtes mais de fichiers administratifs, servant à la détermination des taxes dues par les établissements. Notre approche se heurte néanmoins à des problèmes d’endogénéité, que nous traitons en considérant comme exogènes les degrés de sévérité des différentes régions dans la fixation des prescriptions environnementales.

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Les estimations sont menées sur un panel non cylindré de 428 entreprises françaises observées entre 1992 et 1999. Lecoût marginald’abattement en dioxyde de soufre trouvé est cohérent avec les expertises techniques existantes. Il apparaît supérieur à celui auquel font face les entreprises aux États-Unis, si l’on se réfère au prix auquel s’y échangent les permis d’émission. L es coûts marginaux associés aux deux autres polluants étudiés, quant à eux, sont estimés avec une forte imprécision et ne diffèrent pas significativement de zéro.

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En outre, le coût marginal d’abattement en dioxyde de soufre estimé est plusieurs fois supérieur au taux de taxe actuellement appliqué en France. Cela suggère que le comportement des entreprises en la matière est aujourd’hui davantage déterminé par la réglementation que par la taxation. On peut alors s’interroger sur la perte de surplus économique qui en découle puisque les normes réglementaires, contrairement aux taxes, n’égalisent pas les coûts marginaux d’abattement en général et ne constituent donc pas un instrument efficace. Nos estimations ne sont cependant pas assez précises pour quantifier cette inefficacité.

Le modèle

L e cadr e théor ique et les hypothèses simplificatrices

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L’hypothèse de départ est que la production d’une quantité d’output nécessite nonseulement d’utiliser des facteurs “traditionnels” (consommations intermédiaires CI, travail L et capital K) mais aussi d’émettre certaines quantités de différents polluants ( ,..., )POL POLn1 :

À partir de cette fonction de production, nous pouvons définir une fonction de coût conditionnelle aux niveaux de production et de pollution :

c c c, , dénotent les coûts unitaires des CI L K facteurs de production traditionnels [5]  Nous ne tenons pas compte, dans ce programme de minimisation,... [5] . Le coût marginal de réduction des émissions du polluant k (à production fixée) s’exprime alors comme l’opposé de la dérivée partielle de la fonction par rapport à ce polluant. Dans le cas où la régulation environnementale s’exerce uniquement au moyende taxes, le comportement optimisateur de l’entreprise entraîne l’égalisation des coûts marginaux aux taux de taxes correspondants{ }tk :

L’ensemble de ces équations détermine implicitement des demandes de pollution en fonction des prix des facteurs traditionnels, des taux de taxe et de la production. Millock et Nauges (2002) ont effectué une estimation directe de telles équations de demande de pollution dans le cas français. Cependant, comme les auteurs le font remarquer, la taxation n’est pas le seul instrument de régulation utilisé par la puissance publique. Elle accompagne une réglementation complexe [6]  E n particulier, l’arrêté du 2 février 1998, dit arrêt... [6] , dont l’omission est susceptible d’engendrer un biais dans leurs estimations. Nous choisissons ici plutôt d’estimer la technologie et de vérifier ex post la validité des équations (3). Si ces relations sont infirmées, nous pouvons en déduire que le niveau de pollution n’est pas entièrement dicté par la taxation mais obéit à d’autres objectifs ou à d’autres contraintes, dont la réglementation.

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La spécification et l’estimation d’une fonction de production aussi générale que celle décrite par l’équation (1) constituent néanmoins une tâche délicate. Dans cette étude, nous contournons en partie cette difficulté en nous concentrant sur l’activité d’abattement par opposition à l’activité de production proprement dite. Une telle distinction n’a de sens qu’en faisant une hypothèse forte de parfaite complémentarité entre, d’une part, les facteurs alloués à la production et, d’autre part, les émissions polluantes et les facteurs affectés à leur réduction [7]  Autrement dit, si l’on voit plutôt la pollution comme... [7] . La fonction de production se réécrit alors de la manière suivante, en scindant les facteurs traditionnels en composantes liées respectivement à la production et à l’abattement :

Une entreprise qui se comporte de manière rationnelle choisit une combinaison productive assurant que les fonctions Fprod et Fdepol prennent des valeurs égales. Il en découle la relation suivante, qui s’interprète comme une frontière technologique d’abattement :

Cette hypothèse de parfaite complémentarité est adaptée aux cas où l’abattement provient de l’utilisation d’équipements curatifs (dits aussi de bout de chaîne) puisque ceux-ci n’interfèrent pas avec le processus de production proprement dit. En revanche, dans les cas où la dépollution résulte de l’adoption de procédés plus propres, elle implique que l’on puisse partager l’investissement correspondant en une partie productive et une partie consacrée à l’environnement. Dans l’enquête exploitée ici, on demande explicitement aux établissements d’établir ce partage (cf. la présentation des données). Nous choisissons d’utiliser cette information et d’agréger simplement ces parts d’investissements en procédés nouveaux consacrés spécifiquement à l’environnement et les investissements de bout de chaîne.

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Une autre limite tient au fait que l’information disponible sur les consommations intermédiaires est doublement parcellaire. Nous ne disposons en fait que du montant des dépenses de fonctionnement associées à l’usage des équipements de bout de chaîne, et ceci, seulement pour l’année 1995, au contraire des investissements que l’on observe entre 1992 et 1999 (cf. la présentation des données).

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Or il peut exister d’autres moyens de réduction de l’intensité de pollution. En particulier, les pollueurs peuvent choisir d’utiliser des combustibles faiblement soufrés pour réduire leurs émissions de dioxyde de soufre, ce qui n’est pas observé ici. Cette omission est susceptible d’introduire dans les résultats économétriques un biais dont le sens n’est pas clair a priori. Il dépend en fait du signe de la corrélation entre l’adoption d’équipements de dépollution et l’utilisation de combustibles faiblement soufrés. Si ces deux moyens d’abattement sont mis en œuvre simultanément, le coût d’abattement sera sous-estimé puisque nous attribuerons une partie de la réduction de pollution résultant de la plus faible teneur en soufre aux matériels anti-pollution. S’ils sont, au contraire, mis en œuvre plutôt de manière alternative, le coût d’abattement sera biaisé positivement.

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Par ailleurs, le fait de n’observer les dépenses de fonctionnement qu’en 1995 oblige à imposer une restriction supplémentaire sur la forme de Fdepol. L’hypothèse retenue est celle d’une proportion constante entre le capital anti-pollution et les consommations intermédiaires anti-pollution. L’hypothèse technologique correspondante est celle de parfaite complémentarité entre, cette fois-ci, le capital et les consommations intermédiaires affectés à la dépollution :

Le paramètre de proportionnalité λ sera évalué à un niveau agrégé (cf. la présentation des données). En faisant enfin l’hypothèse de rendements constants de la production par rapport àl’ensemble des facteurs, nous obtenons une relation liant les intensités du capital anti-pollution et des différentes pollutions dans la production :

Cette équation définit implicitement la quantité de capital anti-pollution par unité produite nécessaire pour que les différentes quantités émises par unité produite ne dépassent pas des valeurs données.

Spécification et identification

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Nous réécrivons la relation précédente en isolant le capital anti-pollution et en supposant qu’elle est affectée par un effet fixe γst relatif à l’année t et au secteur d’appartenance s de l’entreprise i, un effet individuel ui et un choc transitoire uit, de la manière suivante :

L’estimation de cette relation technologique nécessite de spécifier, d’une part, la forme fonctionnelle de H et, d’autre part, les restrictions identifiantes portant sur le choc transitoire et éventuellement sur l’effet individuel u. Le choix de i la forme fonctionnelle de H résulte largement d’un arbitrage entre la parcimonie du modèle et le réalisme des hypothèses économiques sous-jacentes. La spécification la plus simple que l’on puisse envisager est une forme linéaire :

Sous cette hypothèse de parfaite substituabilité entre le capital anti-pollution et les différentes émissions, le coût marginal de réduction des émissions du polluant k est simplement proportionnel au paramètre αk :

La constance des coûts marginaux d’abattement constitue néanmoins une propriété économique assez déplaisante dans la mesure où elle rend le problème d’optimisation de l’entreprise dégénéré lorsque la régulation s’exerce uniquement au moyen d’une taxe [8]  En effet, la solution est alors d’émettre une quantité... [8] . Nous pouvons éviter cette propriété indésirable en spécifiant une relation non plus linéaire mais quadratique :

Sous cette spécification, les coûts marginaux sont hétérogènes, dépendant(linéairement) des intensités des différents polluants dans la production [9]  Cependant, il est peu probable que, dans la réalité,... [9] . La flexibilité de cette spécification requiert en contrepartie l’estimation d’un grand nombre de coefficients. Comme un tel modèle se révèle difficilement identifiable en pratique, nous estimerons un ensemble de spécifications intermédiairesentrela forme quadratique etla forme linéaire (cf. infra).

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De manière générale, l’estimation de relations technologiques se heurte à la difficulté de trouver des restrictions identifiantes satisfaisantes (Griliches et Mairesse, 1995). Ceci tient au fait que les entreprises choisissent leurs niveaux de facteurs en prenant en compte l’information dont elles disposent sur leur effet individuel et sur le choc transitoire qu’elles subissent. Toute hypothèse d’indépendance entre des quantités de facteurs et des variables inobservées du modèle est donc douteuse par nature. Dans le cas présent, nous pouvons nous attendre à ce que les entreprises pour lesquelles réduire les émissions à un niveau donné est le plus coûteux soient aussi les plus polluantes [10]  Une illustration évidente de ce phénomène est fournie... [10] . Ignorer ce phénomène est susceptible de conduire à des coûts marginaux biaisés négativement. Il est nécessaire, pour s’affranchir de tels biais d’endogénéité, de recourir à des variables instrumentales, qui doivent influer sur la combinaisonproductivesans refléter des différences technologiques. Nous exploitons le fait que les normes imposées aux installations sont fixées au cas par cas par arrêté préfectoral après consultation de l’inspection des installations classées qui dépend de la Direction Régionale de l’Industrie, de la Recherche et de l’Environnement (DRIRE). Ces normes peuvent en particulier aller au-delà des prescriptions minimales définies par arrêtés ministériel (cf. 6). Comme la sévérité des DRIRE peut varier, en fonction par exemple des niveaux de pollution locaux, l’hétérogénéité régionale équivaut bien à un “ déplacement” sur la frontière technologique d’abattement, ce qui justifie l’utilisation des indicatrices de région comme instruments dans l’estimation des équations (9) et (11). Il peut néanmoins subsister un biais lorsque ces équations sont instrumentées en niveaux si les entreprises les plus intensives en pollution d’un secteur donné sont localisées dans les régions les plus laxistes, ceci devant se traduire par une corrélation entre l’effet individuel et la localisation régionale [11]  Les études les plus récentes sur le sujet tendent à... [11] . La dimension de panel des données utilisées permet de se protéger de ce biais éventuel, par simple différenciation du modèle. Nous estimerons donc finalement les équations (9) et (11) mises en différences premières et instrumentées par les indicatrices de région. L’hypothèse identifiante sur laquelle repose ces estimations est l’absence de corrélation entre la localisation régionale et le choc technologique transitoire uit, conditionnellement au secteur d’activité.

Les données

Les émissions polluantes

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L’information sur les émissions polluantes provient des déclarations recueillies par l’Agence de l’Environnement et de la Maîtrise de l’Énergie (Ademe), organisme chargé de collecter la Taxe Parafiscale sur la Pollution Atmosphérique (TPPA). Y sont assujetties les installations de combustion d’une puissance thermique supérieure ou égale à 20 MW, les installations d’incinération d’ordures ménagères d’une capacité supérieure ou égale à 3 tonnes par heure, ainsi que les installations rejetant dans l’année plus de 150 tonnes de l’un des polluants taxés. Au total, cela représente chaque année environ 1400 établissements, pour lesquels sont connues les émissions de dioxyde de soufre (SO2 ), d’oxydes d’azote (NOx ) et d’acide chlorhydrique (HCl) sur la période 1990-1999 [12]  Les composés organiques volatils (C.O.V.) ne sont,... [12] . Il faut noter, qu’au moins sur cette période, il existait un mécanisme de contrôle à partir de résultats d’inspections effectuées par les Drire, ce qui limite le risque de mauvaises déclarations [13]  Cela n’écarte pas bien sûr la possibilité de comportements... [13] .

Graphique - évolution de la pollution atmosphérique d’origine industrielle en France Graphique :
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Au cours de la dernière décennie, les émissions de SO2 et de HCl ont fortement diminué alors que celles de NOx sont restées relativement stables (cf. graphique). Par ailleurs, les émissions des différents polluants apparaissent assez concentrées dans certains secteurs [14]  Les activités de production d’électricité et de raffinage... [14] . Cette image de concentration subsiste si l’on se place au niveau désagrégé des établissements (cf. tableau 1). Ceci invite à la prudence dans l’extrapolation au niveau macroéconomique de résultats obtenus par des méthodes économétriques puisque celles-ci, par nature, n’isolent pas les très gros contributeurs.

Tableau 1  - répartition des émissions par établissements Tableau 1
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Une difficulté technique a consisté à retrouver les identifiants SIRET des établissements soumis à la TPPA, qui sont absents des fichiers de l’Ademe mais indispensables pour apparier ces données avec d’autres sources [15]  En fait, ce travail n’a été effectué que pour les années... [15] . Cette recherche s’est appuyée, pour chaque établissement, sur la raison sociale de l’entreprise dont il dépend, son adresse et son secteur d’activité. Une première étape a été réalisée de manière automatisée par un service spécifique de l’Insee. Nous avons identifié ainsi environ 60% des établissements, dont le traitement informatique paraissait convenable. Nous avons effectué des recherches supplémentairesdans tous les casoùcette procédure n’avait pas fourni de résultats, ou fourni des résultats multiples, ou incohérents avec le secteur d’activité renseigné dans les fichiers de l’Ademe. Ce travail a permis de récupérer environ la moitié des observations non traitées automatiquement. Nous disposons finalement d’un échantillonde 8407 couples définis parunidentifiant SIRET et une année entre 1992 et 1999. Après agrégation par entreprise, cela correspond à 5901 observations.

Le capital anti-pollution

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Nous avons construit le capital anti-pollution en utilisant l’enquête sur les investissements de protection de l’environnement (dite Antipol). Cette enquête annuelle est effectuée par le service statistique du Secrétariat d’État à l’Industrie depuis 1992. Elle est exhaustive sur le champ des établissements de l’industrie manufacturière de plus de 100employés, ceseuilétant abaissé à 50 voireà 20 dans les secteurs les plus polluants. Un sondage est effectué sur le reste des établissements de plus 20 salariés. Environ 8000 établissements sont ainsi interrogés chaque année.

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Dans cette enquête, sont distingués quatre domaines de pollution, dont l’air [16]  Les autres domaines sont l’eau, les déchets et le ... [16] , et trois types d’investissements spécifiques. Nous nous intéressons ici à deux d’entre eux : les matériels de traitement et d’épuration, qui représentent de loin la part la plus importante, et les équipements de recyclage. Nous écartons en revanche le matériel de mesure et de contrôle qui ne vise pas directement à réduire la pollution. L’enquête renseigne également sur les investissements pour changement de procédé ainsi que sur leur part spécifiquement consacrée à l’environnement. Cette part, difficile à évaluer par nature, n’est pas toujours renseignée par les établissements. Les organismeschargés del’enquête ont affecté aux établissements n’ayant pas répondu un pourcentage de leur investissement analogue à celui observé dans leur secteur d’activité. L a répartition par domaine de pollution des investissements pour changement de procédé n’est disponible que pour l’année 2001. Nous faisons par conséquent l’hypothèse que la part relative à la pollution de l’air est stable dans le temps et homogène entre entreprises de chaque secteur (au niveau 600 de la nomenclature).

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Le capital anti-pollution est calculé pour chaque établissement suivant la méthode de l’inventaire permanent. Il est donc supposé obéir à l’équation d’accumulation suivante :

où δ représente le taux de dépréciation. Comme nous ne disposons pas d’informations propres à la dépréciation des matériels anti-pollution, nous fixons δ à 12%, ordre de grandeur typique pour les installations techniques (Hulten et Wycoff, 1981). Les investissements ont été par ailleurs déflatés par un indice des prix des biens d’équipement issu de la Comptabilité Nationale. L’évaluation du capital initial requiert enfin une hypothèse sur la valeur du taux de croissance passé de l’investissement g. Il s’exprime en effet de la manière suivante en supposant la constance de ce taux de croissance dans le passé :

Le taux de croissance de long terme est évalué à partir des évolutions agrégées des investissements anti-pollution des établissements présents dans les fichiers de l’Ademe, entre 1992 et 1999 [17]  Les investissements spécifiques ont crû de 6 % en moyenne... [17] . Cette modélisation du capital initial suppose que les établissements investissent de manière régulière dans le temps, hypothèse qui n’est pas toujours vérifiée. Une représentation fine du cycle d’investissement dépasse cependant le cadre de cette étude. Par ailleurs, les résultats économétriques présentés ci-après ne sont pas significativement changés lorsque nous faisons alternativement l’hypothèse d’un capital initial nul.

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En 1995, un complément d’enquête a été effectué en vue de connaître les dépenses de fonctionnement associées à l’utilisation des équipements spécifiques de dépollution. Comme cette information n’est disponible qu’une seule année, nous ne l’exploitons qu’à un niveau agrégé afin d’évaluer le paramètre de proportionnalité entre consommations intermédiaires et capital anti-pollution λ (cf. équation (6)). L es actifs anti-pollution des établissements communs aux fichiers de l’Ademe et d’Antipol sont évalués à 450 millions d’euros en 1995 tandis que les dépenses de fonctionnement correspondantes s’élèvent à 72 millions. Nous estimons par conséquent λ à 16%.

Agrégation par entreprise et appariement

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Les données administratives de l’Ademe et celles issues de l’enquête Antipol portent toutes deux sur des établissements. Il est nécessaire de les agréger par entreprise car la production n’est définie qu’à ce niveau. L’information correspondante est issue des déclarations fiscales des entreprises soumises au régime des Bénéfices réels normaux (BRN) [18]  La variable de production issue des BRN a ensuite été... [18] . La base fournie par l’Ademe comprend au départ 5901 observations (définies par une entreprise et une année) entre 1992 et 1999, correspondant à 893 entreprises différentes. L’appariement de ce fichier avec les BRN élimine 897 observations. La fusion avec l’enquête Antipol conduit ensuite à un échantillon de 2860 observations, correspondant à 522 entreprises.

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Une source d’erreurs dans l’agrégation provient du fait que nous n’observons pas nécessairement tous les établissements d’une entreprise donnée, que ce soit dans les fichiers de l’Ademe ou dans ceux de l’enquête Antipol. Nous corrigeons partiellement ces erreurs potentielles à l’aide de règles de trois en exploitant l’information commune à ces deux sources. Plus précisément, nous supposons que les émissions d’un établissement présent dans l’enquête Antipol mais pas dans le fichier de l’Ademe sont proportionnels à son stock de capital anti-pollution, le coefficient de proportionnalité étant déterminé à partir des établissements communs aux deux sources :

ADE et ANT désignent les établissements de itit l’entreprise i à la date t présents respectivement dans les fichiers de l’Ademe et dans l’enquête Antipol. Nous corrigeons de manière symétrique le stock de capital anti-pollution, en utilisant le montant de taxe dû (TPPA) comme indicateur synthétique du niveau global de pollution des établissements :

Par ailleurs, nous attribuons à chaque entreprise la région et le secteur d’activité dans lesquels se trouve concentrée la majeure partie de la pollution, mesurée à nouveau de manière synthétique par le montant de la taxe. Le secteur d’activité est mesuré au niveau le plus fin de la nomenclature distinguant 600 secteurs dont 31 sont effectivement représentés dans l’échantillon.

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La dernière étape avant l’exploitation économétrique a consisté à effectuer des nettoyages élémentairesdestinésàéliminerlesvaleursextrêmes des variables continues entrant dans l’équation estimée, c’est-à-dire les intensités du capital anti-pollution et des différents polluants dans la production. Nous avons calculé, pour chaque entreprise, les moyennes et les écarts types de ces variables dans le temps puis les quartiles des distributions des grandeurs ainsi obtenues (en ne tenant pas compte des entreprises ne prenant que des valeurs nulles pour la variable considérée). Nous conservons les entreprises pour lesquelles les moyennes et les écarts types appartiennent aux intervalles construits à partir de la médiane ± 5 fois la différence entre les quartiles supérieur et inférieur. Ce nettoyage élimine 18% des entreprises. Le panel non cylindré servant aux estimations comprend finalement 2350 observations (1920 en différences premières) correspondant à 428 entreprises. Par rapport aux fichiers d’origine de l’Ademe, cet échantillon couvre 29% des émissions de SO2, 38% des émissions de Nox et 12% des émissions de HCl. La répartition des entreprises par secteurs ainsi que des quantiles des distributions des variables continues de l’équation estimée sont présentés en annexe.

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Avant de passer aux résultats économétriques, nous donnons dans le tableau 2 quelques éléments d’appréciation de l’importance de la TPPA et des équipements anti-pollution dans les entreprises. Il en ressort principalement que la taxe et les dépenses liées à l’activitéd’abattement nereprésententqu’une faible part des coûts supportés par les entreprises. Le poids de la TPPA dans les charges d’exploitation est inférieur à un dix-millième dans plus de 60% des entreprises et à un millième dans plus de 95% d’entre elles. L e capital anti-pollution ne représente également qu’une part modeste des actifs corporels, inférieur à 1% dans près de 70% des entreprises et à 5% dans plus de 90% d’entre elles. Le coût de sa rémunération [19]  Le coût de la rémunération du capital comprend en général... [19] excède cependant en général assez fortement le montant de la taxe même si le ratio correspondant présente une forte hétérogénéité.

Les résultats économétriques

Estimation de la spécification linéaire

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Le tableau 3 présente l’estimation des coûts marginaux d’abattement (exprimés en euros 1999), en appliquant la méthode des moments généralisés (GMM) au modèle linéaire mis en différences et instrumenté par les indicatrices de région. Comme nous l’avons souligné précédemment, les restrictions identifiantes imposées ainsi garantissent l’absencede biais. Les coûts marginauxsontcalculés à partir des paramètres { }α estimés, suivant k l’équation (10) et la formule du coût d’usage du capital de Jorgenson (cf. 19) et en fixant le taux de dépréciation δ à 12%, le taux d’intérêt r à 8% et le coefficient de proportionnalité entre capital et dépenses anti-pollution λ à 16% (cf. équation (6) et la présentation des données). Avec ces valeurs des paramètres, les coûts d’abattement s’élèvent à 36% de la valeur du capital anti-pollution dont 20% sont imputables à son coût d’usage et 16% aux dépenses de fonctionnement associées.

Tableau 3  - estimation des coûts d’abattement Tableau 3
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L’estimation effectuée passe avec succès le test de Sargan, ce qui tend à valider statistiquement les restrictions identifiantes retenues [20]  Lorsqu’on dispose de plus d’instruments que de paramètres... [20] . Elle conduit à un coût marginal d’abattement en SO2 de 730 euro/t avec un intervalle de confiance à 95% compris entre 140 euro/t et 1320 euro/t. Les coûts marginaux associés aux autres polluants, estimés avec une forte imprécision, ne diffèrent pas significativement de zéro. Seules les bornes supérieures des intervalles de confiance apportent donc une information pour ces polluants : les coûts marginaux d’abattement en NOX et HCl apparaissentinférieurs à respectivement 1020 euro/t et 33 000 euro/t.

Tableau 2  - quelques quantiles des distributions de trois ratios en 1999 Tableau 2
32

L’estimation du coût marginal d’abattement en SO2 apparaît cohérente avec les résultats d’évaluations techniques, ce qui n’était pas a priori évident, comme nous l’avons souligné en introduction. Par exemple, d’après le modèle RAINS (Regional Air Pollution Information and Simulation), reposant sur des évaluations techniques du coût de différents procédés d’abattement, le coût marginal d’abattement en SO2 se situerait en France aux alentours de 350 euro/t (Cofala et Syri, 1998), valeur qui appartient à l’intervalle de confiance trouvé ici. Le marché de permis existant aux États-Unis fournit une autre référence intéressante. Depuis l’introduction du marché en 1994, le prix de la tonne de SO2 a fluctué entre 70 dollars (en mars 1996) et 212 dollars (en juin 1999). Bien que la borne supérieure appartienne à notre intervalle de confiance, ces chiffres apparaissent plutôt en retrait par rapport à ceux de notre estimation. Cela pourrait suggérer que les entreprises américaines font face à de moindres coûts marginaux d’abattement en SO2 que les françaises et donc, sous l’hypothèse que les mêmes technologies d’abattement sont disponibles dans les deux pays, que la régulation est plus sévère en France qu’aux États-Unis. Une autre explication peut résider dans le fait que sont estimés ici des coûts marginaux de long terme. Le prix de marché de la tonne de SO 2 aux États-Unisreflètedavantage, quant à lui, un coût marginal de court terme, qui peut être significativement inférieur à celui de long terme en raison de l’irréversibilitéde certains investissements en équipements anti-pollution et d’anticipations erronées (Ellerman et Montero, 1998). Il faut enfin noter que le marché de permis aux États-Unis s’applique au seul secteur électrique, qui est très peu représenté dans l’échantillon utilisé ici (cf. tableau A en annexe). Même si l’hypothèse d’homogénéité entre industries n’est pas rejetée (cf. infra), il n’est donc pas exclu que le secteur électrique soit caractérisé paruncoût marginald’abattement enSO2 inférieur à celui des autres secteurs. Des travaux futurs sont nécessaires afin de trancher entre ces différentes tentatives d’explication.

33

D’un point de vue de politique économique, le résultat principalde cette étude réside dans le fait que le coût marginal d’abattement en SO2 excède significativement le taux de taxe actuellement en vigueur en France (27euro/t en 1999). Ceci suggère que les niveaux d’émission de ce polluant sont davantage déterminés par la réglementation que par la taxation [21]  En toute rigueur, il faudrait tenir compte du fait,... [21] , cequi implique un degré d’inefficacité dépendant de l’ampleur de l’hétérogénéité des coûts marginaux. Dans ce qui suit, nous tentons de caractériser cette hétérogénéité en estimant des spécifications plus flexibles.

Estimation de spécifications plus flexibles

34

Le tableau 6 présente des tests de constance des coûts marginaux d’abattement. Nous avons estimé des sous-modèles de l’équation (11), en contraignant la nullité de différents ensembles de coefficients du deuxième ordre. Chacune de ces spécifications a été testée contre laspécification linéaire (9). Deux séries d’estimations ont été réalisées. Dans la première, nous n’estimons que les termes carrés tandis que dans la seconde nous laissons tous les termes d’interactions différer de zéro. Pour chacune de ces deux séries, nous avons d’abord fait des estimations séparées en ajoutant les termes du deuxième ordre associés à chaque polluant, puis une estimation globale. Il ressort de l’ensemble des tests qu’on ne rejette la spécification linéaire contre aucune de ces spécifications plus flexibles. Nous ne sommes donc pas en mesure de calculer des élasticités-prix de la pollution.

Tableau 4  - tests de constance des coûts marginaux d’abattement Tableau 4
35

Nous avons enfin testé l’hétérogénéité sectorielle des coûts marginaux d’abattement. Pour chaque polluant, nous avons effectué une estimation en niveaux instrumentés en ajoutant à l’équation (9) des termes d’interaction avec le secteur d’appartenance de l’entreprise (au niveau le plus grossier qui distingue six secteurs dans l’industrie manufacturière). Il apparaît à nouveau que la spécification linéaire n’est rejetée contre aucune de ces spécifications (tests non reportés), ce qui souligne la difficulté d’établir des constats économiques fins.

Conclusion

36

Dans ce travail, nous avons d’abord défini une frontière technologique d’abattement, en explicitant les hypothèses faites sur la technologie globale des entreprises. Nous l’avons ensuite estimée en exploitant l’hétérogénéité régionale des normes imposées aux entreprises. Bien qu’imprécis, les résultats jettent un doute sur l’efficacité incitative actuelle de la taxe. Nous trouvons en effet que, pour au moins un des polluants étudiés, le coût marginal d’abattement excède largement le taux de la taxe actuelle, dont le poids dans les coûts apparaît par ailleurs très faible dans la quasi-totalité des entreprises.

37

Ces résultats appellent des travaux futurs. En amont, il serait intéressant de préciser les déterminants des niveaux de pollution des entreprises. On peut s’interroger plus précisément sur le rôle joué par les préoccupations d’image, qui se traduisent notamment par un développement des certifications environnementales, en comparaison de la régulation imposée par la puissance publique. En aval, la façon dont les changements de procédé affectent la combinaison productive des entreprises reste un point à explorer.


Annexe

Annexe : statistiques descriptives

Tableau A  - répartition des entreprises de l’échantillon par secteurs Tableau A
Tableau B  - quelques quantiles des distributions des variables continues de l’équation estimée Tableau B

BIBLIOGRAPHIE

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Notes

[(*)]

Au moment de la rédaction de cette étude, Erwan Hauvuy était en stage à la division “ Marchés et stratégies d’entreprise ” de l’Insee.

[(**)]

Au moment de la rédaction de cette étude, Nicolas Riedinger était membre de la division “ Marchés et stratégies d’entreprise ” de l’Insee et affilié au CREST. E-mail : Nicolas. RRiedinger@ ecologie. gouv. fr

[(1)]

Les principaux engagements de la France ont porté sur les oxydes d’azote (NOx ), le dioxyde de soufre (SO2 ) et les composés organiques volatils (C.O.V.). Au cours de protocoles successifs, la France a, entre autres, souscrit des engagements de réduction de NOx de 30 % entre 1980 et 1988, de SO2 de 74 % entre 1980 et 2000 et de C.O.V. de 30 % entre 1988 et 1999. Les diminutions effectives ont respectivement été de 18 %, 80 % et 22 % (Delalande, 2002).

[(2)]

La Taxe Parafiscale sur la Pollution Atmosphérique (TPPA) a été créée en 1985. Elle est intégrée depuis 1999 à la Taxe Générale sur les Activités Polluantes (TGAP) sous le nom de TGAP Air.

[(3)]

Les expertises techniques situaient le coût marginal d’abattement à environ 600 dollars par tonne avant le début des échanges de permis en 1994 alors que le prix correspondant a varié depuis entre 70 dollars et 212 dollars.

[(4)]

Les trois études précitées adoptent une approche non paramétrique reposant sur le concept de distance à la frontière d’efficacité tandis la dernière est fondée sur l’estimation d’un système de demande augmenté de la fonction de coût et d’une équation déterminant le niveau de la pollution. Elle s’inscrit davantage dans la lignée de travaux plus anciens (Gollop et Roberts, 1983; Barbera et McConnell, 1986) qui évaluent les pertes de productivité causées par la réglementation environnementale.

[(5)]

Nous ne tenons pas compte, dans ce programme de minimisation, du fait que, sur la période d’étude, une partie du produit de la taxe sur la pollution atmosphérique était restituée aux entreprises sous forme d’aides aux investissements de protection de l’environnement. Nous faisons là implicitement l’hypothèse que la contribution de l’entreprise considérée au produit total de la taxe est suffisamment faible pour qu’elle n’adopte pas un comportement stratégique.

[(6)]

E n particulier, l’arrêté du 2 février 1998, dit arrêt intégré, définit les prescriptions minimales que doivent reprendre les arrêtés d’autorisation pour un grand nombre d’activités industrielles. Ces prescriptions fixent généralement soit des concentrations limites, soit des masses limites par unité produite. À titre d’exemple, les producteurs de chaussures ne doivent pas émettre plus de 20 grammes de composés organiques volatils par paire fabriquée.

[(7)]

Autrement dit, si l’on voit plutôt la pollution comme un produit fatal, nous supposons que les quantités d’émissions ne dépendent que de l’effort consacré à la dépollution et du niveau de production mais pas de la combinaison productive choisie pour atteindre ce niveau de production.

[(8)]

En effet, la solution est alors d’émettre une quantité soit nulle, soit infinie, selon que le coût marginal est inférieur ou supérieur au taux de taxe. En d’autres termes, l’élasticité-prix de la pollution est infinie au voisinage du coût marginal et non définie partout ailleurs.

[(9)]

Cependant, il est peu probable que, dans la réalité, l’hétérogénéité des intensités des polluants rende totalement compte de l’hétérogénéité des coûts marginaux d’abattement. On peut penser, en particulier, qu’ils dépendent aussi du secteur d’activité. Nous estimerons donc également des spécifications avec des coûts marginaux hétérogènes entre secteurs (cf. la présentation des résultats).

[(10)]

Une illustration évidente de ce phénomène est fournie par le cas des entreprises dont l’activité ne nécessite a priori aucune émission de pollution. Elles ont en effet à la fois un capital anti-pollution et des émissions nulles.

[(11)]

Les études les plus récentes sur le sujet tendent à trouver un impact significatif des régulations environnementales sur la localisation des activités à l’intérieur des États-Unis (Copeland et Taylor, 2004). À notre connaissance, il n’existe pas d’étude similaire portant sur la France.

[(12)]

Les composés organiques volatils (C.O.V.) ne sont, quant à eux, recensés que depuis 1995, année de leur introduction dans la taxe et sont, pour cette raison, exclus de l’analyse économétrique. Il s’avère que, sur la période 1995-1999, la croissance de l’intensité en C.O.V. n’est pas corrélée avec celles des autres polluants, ce qui assure que l’omission des C.O.V. n’est pas susceptible de biaiser les coûts marginaux associés aux autres polluants.

[(13)]

Cela n’écarte pas bien sûr la possibilité de comportements stratégiques quant à la déclaration. Les modéliser dépasse cependant largement le cadre de notre étude.

[(14)]

Les activités de production d’électricité et de raffinage de pétrole représentent, à elles deux, 53 % des émissions de SO2 d’origine industrielle en 1999. Les émissions de NOx proviennent essentiellement de la production d’électricité et de la fabrication de produits chimiques à usage industriel, responsables de 51 % du total. Enfin, le secteur d’enlèvement et de traitement des ordures ménagères représente à lui seul 44 % des émissions de HCl.

[(15)]

En fait, ce travail n’a été effectué que pour les années 1990,1995 et 1998 qui étaient les seules dont on disposait au début de l’étude. Les établissements ainsi identifiés ont été repérés les autres années où ils apparaissaient grâce à un identifiant propre à l’Ademe.

[(16)]

Les autres domaines sont l’eau, les déchets et le bruit.

[(17)]

Les investissements spécifiques ont crû de 6 % en moyenne annuelle et les parts des investissements pour changement de procédé consacrés à l’environnement de 13 % (dont 6 % sont attribuables à la hausse du pourcentage consacré à l’environnement).

[(18)]

La variable de production issue des BRN a ensuite été déflatée par un indice de prix sectoriel.

[(19)]

Le coût de la rémunération du capital comprend en général le coût du financement des actifs et le coût de leur dépréciation. Le coût unitaire d’usage du capital anti-pollution est ici évalué suivant la formule de Jorgenson (1963) :

r représente le taux d’intérêt, p le prix des Ipol investissements anti-pollution et &pIpol son taux de croissance. Les calculs sont effectués ici avec un taux d’intérêt de 8 %. Comme on a par ailleurs fixé le taux de dépréciation δ à 12% et que le taux de croissance du prix des équipements est négligeable (il est de 0,2% en moyenne annuelle entre 1990 et 1999), on estime le coût d’usage du capital anti-pollution à 20% de sa valeur.

[(20)]

Lorsqu’on dispose de plus d’instruments que de paramètres à estimer, le modèle est dit “ sur-identifié ”. Le test de spécification de Sargan indique alors si les conditions d’orthogonalité sont compatibles entre elles ou, en d’autres termes, si les différents sous-jeux d’instruments conduisent ou non à des résultats similaires.

[(21)]

En toute rigueur, il faudrait tenir compte du fait, dans cette comparaison, qu’il existe des subventions à certains investissements anti-pollution (notamment accordées par l’Ademe) qui réduisent les coûts marginaux d’abattement supportés par les entreprises. Cependant, même à supposer que de telles subventions couvrent la totalité des investissements (ce qui est loin d’être le cas dans les faits), le coût marginal d’abattement en SO2 resterait supérieur au taux de taxe, du fait de la seule prise en compte des dépenses courantes (qui, elles, ne sont pas subventionnées). Le coût associé à l’exploitation courante vaut en effet, sous les hypothèses explicitées supra, 324 euros/t avec un intervalle de confiance entre 62 euros/t et 586 euros/t.

Résumé

Français

Nous estimons une technologie d’« abattement », que nous définissons comme une relation entre la production traditionnelle, les émissions et les facteurs spécifiquement alloués à la protection environnementale. Nous utilisons des données d’entreprises originales portant, d’une part, sur les émissions atmosphériques et, d’autre part, sur les investissements en équipements de dépollutionainsi qu’en équipements « propres ». Apartir d’estimations menées sur un panel non cylindré de 428 entreprises observées entre 1992 et 1999, nous trouvons que le coût marginal d’abattement en dioxyde de soufre excède fortement le taux de taxe actuellement appliqué en France. Ce résultat suggère que le niveau d’émissions de ce polluant est davantage déterminé par la réglementation que par la taxation.

Mots clés

  • pollution de l’air
  • coût d’abattement
  • méthode des moments généralisés

English

The Cost of Air Pollution Abatement for French Firms We estimate a technology of air pollution abatement, defined as a relation between conventional production, emissions and inputs specifically allocated to environmental protection. We use original firm-level data on both air emissions and investments in abatement equipment and “clean” processes. Carrying out estimations on an unbalanced panel of 428 firms over the period 1992-1999, we find that the marginal cost of abatement in the case of sulphur dioxides exceeds the current French tax rate several times over. This suggests that, for this pollutant, the level of emissions is currently determined much more by performance standards than by the tax.

Keywords

  • air pollution
  • abatement cost
  • Generalized Method of Moments (GMM)

Plan de l'article

  1. Le modèle
    1. L e cadr e théor ique et les hypothèses simplificatrices
    2. Spécification et identification
  2. Les données
    1. Les émissions polluantes
    2. Le capital anti-pollution
    3. Agrégation par entreprise et appariement
  3. Les résultats économétriques
    1. Estimation de la spécification linéaire
    2. Estimation de spécifications plus flexibles
  4. Conclusion

Pour citer cet article

Hauvuy Erwan, Riedinger Nicolas, « Une estimation du coût d'abattement de la pollution atmosphérique pour les entreprises françaises », Economie & prévision 2/ 2005 (no 168), p. 63-75
URL : www.cairn.info/revue-economie-et-prevision-2005-2-page-63.htm.


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